Weiterentwicklung und Anpassung des nationalen

Umweltforschungsplan

des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit

Förderkennzeichen (UFOPLAN) 202 24 223

Weiterentwicklung und Anpassung des nationalen Bewertungssystems für Makrozoobenthos an neue

internationale Vorgaben

von:

Carolin Meier1, Jürgen Böhmer2, Regina Biss3, Christian Feld1, Peter Haase4,

Armin Lorenz1, Claudia Rawer-Jost5, Peter Rolauffs1, Karin Schindehütte4, Franz Schöll6,

Andrea Sundermann4, Armin Zenker5, Daniel Hering1

unter Mitarbeit von den Mitgliedern des Projektbegleitenden Beirates und des Arbeits-

kreises "Biologische Bewertung Fließgewässer und Interkalibrierung nach EU-WRRL":

Mechthild Banning7, 8, Eva Bellack7, 8, Marina Carstens7, 8, Martin Dittrich8,

Folker Fischer7, 8, Barbara Guhl7, 8, Anne Holm7, 8, Martina Jährling7, 8, Kerstin Jenemann8,

Antje Köhler8, Bettina Rechenberg7, 8, Klaus Roch8, Jörg Schönfelder7, 8, Adam Schmitt8,

Klaus Wendling8, Hartmut Vobis8

mit Beiträgen von:

Jürgen Bäthe9, Katja Birke1, Rainer Brinkmann10, Eckhard Coring9, Arne Haybach11,

Ulrich Heckes12, Monika Hess12, Randolf Manderbach13, Claus-Joachim Otto10,

Herbert Reusch10, Stephan Speth10

Im Auftrag des Umweltbundesamtes

Essen, März 2006

2

1 Universität Duisburg-Essen, Fachbereich Biologie und Geografie, Abteilung Hydrobio-

logie, 45117 Essen; [email protected], [email protected]

2 Bioforum GmbH

3 Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg

4 Forschungsinstitut Senckenberg

5 Universität Hohenheim

6 Bundesanstalt für Gewässerkunde

7 Projektbegleitender Beirat zu dem Projekt „Weiterentwicklung und Anpassung des

nationalen Bewertungssystems für Makrozoobenthos an neue internationale Vorgaben“

8 Arbeitskreis der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser "Biologische Bewertung Fließge-

wässer und Interkalibrierung nach EU-WRRL"

9 EcoRing

10 Büro für angewandte Limnologie und Landschaftsökologie

11 Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen

12 Ökokart

13 ManderbachMedia

3

Berichts-Kennblatt 1. Berichtsnummer

2. 3.

4. Titel des Berichtes Weiterentwicklung und Anpassung des nationalen Bewertungssystems für Makrozoobenthos an neue inter-nationale Vorgaben 5. Autor(en), Name(n), Vorname(n) Meier, Carolin; Böhmer, Jürgen; Biss, Regina; Feld, Christian; Haase, Peter; Lorenz, Armin; Rawer-Jost, Claudia; Rolauffs, Peter; Schindehütte, Karin; Schöll, Franz; Sundermann, Andrea; Zenker, Armin; Hering, Daniel

8. Abschlussdatum 31.03.2006

9. Veröffentlichungsdatum 10. UFOPLAN-Nr. 202 24 223

6. Durchführende Institution (Name, Anschrift) Universität Duisburg-Essen, Fachbereich Biologie und Geografie, Abteilung Hydrobiologie, 45117 Essen; Universität Hohenheim, Institut für Zoologie, Garbenstraße 30, 70599 Stuttgart; Bioforum GmbH, Sudetenstr. 34, 73230 Kirchheim/Teck; Forschungsinstitut Senckenberg, Außenstelle Gelnhausen, Clamecystraße 12, 63571 Gelnhausen; Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg, Griesbachstraße 1, 76185 Karlsruhe; Bundesanstalt für Gewässerkunde, Kaiserin-Augusta-Anlagen 15-17, 56068 Koblenz

11. Seitenzahl 198 (Textteil)

12. Literaturangaben 48 13. Tabellen und Diagramme 79

7. Fördernde Institution (Name, Anschrift) Umweltbundesamt, Wörlitzer Platz 1, 06844 Dessau

14. Abbildungen 9

15. Zusätzliche Angaben 16. Zusammenfassung Ziele des Forschungsvorhabens sind die Entwicklung und Implementierung eines Bewertungsverfahrens für die deutschen Fließgewässertypen, das den Anforderungen der EG-Wasserrahmenrichtlinie an eine biologische Bewertung genügt und auf dem Makrozoobenthos basiert. Das Vorhaben lässt sich in drei Bearbeitungsphasen gliedern: Phase I (04/2002-03/2004): Entwicklung eines modular aufgebauten, gewässertypspezifischen Bewertungsverfahrens. Das Verfahren integriert durch seinen modularen Aufbau den Einfluss verschiedener Stressoren in die Bewertung der ökologischen Qualität eines Fließgewässers. Aus der Artenliste eines zu bewertenden Gewässers können Informationen zu den Auswirkungen der Stressoren „Organische Verschmutzung“, „Versauerung/Säurezustand“ sowie „Allgemeine Degradation“ extrahiert und leitbildbezogen bewertet werden. Die Anwendung des Systems erfolgt entweder durch die Datenbank ASSESS oder durch ein PC-Programm, das auf einer in dem EU-Projekt AQEM entwickelten Plattform basiert. Phase II (04/2004-12/2004): Erarbeitung von Materialien für die Anwendung in der wasserwirtschaft-lichen Praxis. Für die Implementierung der neuen Bewertungsverfahren sowie der parallel entwickelten Freiland- und Labormethoden für die Probenahme wurden die Web-Präsentation [http://www.fliessgewaesserbewertung.de], ein methodisches Handbuch sowie Schulungsmaterialien erarbeitet. Phase III (01/2005-03/2006): Überarbeitung und Erweiterung der Methoden zur Probenahme und –aufbereitung, des Bewertungsverfahrens und der Materialien (Website, Handbuch, Schulungs-materialien). Die aus der praktischen Erprobung des Bewertungsverfahrens durch die Bundesländer gewonnenen Erfahrungen wurden bei der Weiterentwicklung der Probenahmemethoden und des Bewertungsverfahrens berücksichtigt und die Website, das Handbuch und die Schulungsmaterialien entsprechend aktualisiert. 17. Schlagwörter Fließgewässer, EG-Wasserrahmenrichtlinie, Bewertung, Multimetrischer Index, Makrozoobenthos, Website, Methodisches Handbuch Fließgewässerbewertung, Schulungsmaterialien 18. Preis 19. 20.

4

1. Report No.

2. 3.

4. Report Title Extension and adaptation of the national assessment system for benthic invertebrates to international requirements. 5. Author(s), Family Name(s), First Name(s) Meier, Carolin; Böhmer, Jürgen; Biss, Regina; Feld, Christian; Haase, Peter; Lorenz, Armin; Rawer-Jost, Claudia; Rolauffs, Peter; Schindehütte, Karin; Schöll, Franz; Sundermann, Andrea; Zenker, Armin; Hering, Daniel

8. Report Date 31.03.2006

9. Publication Date 10. UFOPLAN-Ref. No. 202 24 223

6. Performing Organisation (Name, Address) University of Duisburg-Essen, Faculty of Biology and Geography, Department of Hydrobiology, D-45117 Essen; University of Hohenheim, Institute of Zoology, Garbenstraße 30, D-70599 Stuttgart; Bioforum Ltd, Sudetenstr. 34, 73230 Kirchheim/Teck; Research Institute Senckenberg, Outpost Gelnhausen, Clamecystraße 12, D-63571 Gelnhausen; State Institute for Environment, Measurement and Nature Conservation Baden-Wuerttemberg, Griesbachstraße 1, D-76185 Karlsruhe; German Federal Institute of Hydrology, Kaiserin-Augusta-Anlagen 15-17, D-56068 Koblenz

11. No. of Pages 198 (text)

12. No. of References 48 13. No. of Tables, Diagrams 79

7. Funding Agency (Name, Address) Umweltbundesamt (Federal Environment Agency), Wörlitzer Platz 1, 06844 Dessau

14. No. of Figures 9

15. Supplementary Notes 16. Abstract Aims of the project are the development and the implementation of a river assessment system based on benthic invertebrates for the German river types, fulfilling the requirements of the EU Water Framework Directive. The project is broken down into three phases: Phase I (04/2002-03/2004): Development of a modular, type-specific assessment system The system is composed of modules, which asses the impact of different stressors (organic pollution, acidification, general degradation) in a stream type-specific way; the results of the modules are integrated into a final assessment result. The system can be applied either through the database ASSESS or through an assessment software, which is based on a software platform developed in the EU funded project AQEM. Phase II (04/2004-12/2004): Tools for transferring the assessment system into applied water management The assessment system and the associated field- and lab-sampling methods are made applicable through a web-presentation [http://www.fliessgewaesserbewertung.de], a manual and, training materials. Phase III (01/2005-03/2006): Revision of the field and lab methods for benthic invertebrate samples, the assessment and calculation methods and the supporting documents (website, manual, training documents) Experiences resulting from practical application of the methods by the Federal States were considered to further improve the field methods and assessment methods; website, manual and teaching materials were updated accordingly. 17. Keywords Rivers, EU Water Framework Directive, assessment, multimetric index, benthic invertebrates, web-presentation, manual, training materials 18. Price

19. 20.

5

Inhaltsverzeichnis

0. Kurzfassung .............................................................................................. 8 0.1 Kurzfassung deutschsprachig........................................................................ 8

0.1.1 „PERLODES“ – das deutsche Bewertungssystem für Fließgewässer auf Grundlage des Makrozoobenthos ..................................................... 10 0.1.2 Materialien für die Anwendung in der wasserwirtschaftlichen Praxis....... 21

0.2 Abstract........................................................................................................ 25 0.2.1 “PERLODES” – the German river assessment system for benthic invertebrates ............................................................................................ 26 0.2.2 Tools for application................................................................................. 35

1. Einleitung ................................................................................................ 38

2. Phase I des Vorhabens (01.04.2002-31.03.2004): Entwicklung eines modular aufgebauten gewässertypspezifischen Bewertungsver fahrens auf der Grundlage des Makrozoobenthos .............................. 41

2.1 Grundlagen .................................................................................................. 41 2.1.1 Wissenschaftlicher Hintergrund ............................................................... 41 2.1.2 Vorarbeiten und Vorläuferprojekte ........................................................... 41

2.2 Entwicklung des Bewertungssystems.......................................................... 46 2.2.1 Entwicklung des Moduls „Allgemeine Degradation“................................. 46 2.2.2 Entwicklung des Moduls „Saprobie“......................................................... 84 2.2.3 Entwicklung des Moduls „Versauerung“................................................... 86

2.3 Das neue deutsche Bewertungssystem mit dem Makrozoobenthos ........... 92 2.3.1 Konzeption des Bewertungssystems ....................................................... 92 2.3.2 Das Modul „Saprobie“ .............................................................................. 95 2.3.3 Das Modul „Allgemeine Degradation“ ...................................................... 96 2.3.4 Das Modul „Versauerung“ ...................................................................... 105

2.4 Anwendung des Bewertungssystems und der Benutzer-Software ............ 114 2.4.1 Voraussetzungen für die Anwendung .................................................... 114 2.4.2 Nutzung der Datenbank Assess............................................................. 116 2.4.3 Nutzung der AQEM-Software................................................................. 116

3. Phase II des Vorhabens (01.04.2004-31.12.2004): Überarbeitung des Moduls „Saprobie“ und Erarbeitung von Materialien für die Anwendung in der wasserwirtschaftlichen Praxis ............................ 118

3.1 Beiträge assoziierter Forschungsvorhaben zur Weiterentwicklung der Fließgewässerbewertung auf der Grundlage des Makrozoobenthos......... 118

3.1.1 „Bundesweiter Praxistest“ ...................................................................... 118 3.1.2 Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands in das bundesweite Typen- und Bewertungssystem ........................................ 121

3.2 Überarbeitung des Moduls „Saprobie“ ....................................................... 124

6

3.3 Die Web-Präsentation [http://www.fliessgewaesserbewertung.de]............ 128 3.4 Methodisches Handbuch Fließgewässerbewertung .................................. 130 3.5 Schulungsmaterialien................................................................................. 132

4. Phase III des Vorhabens (01.01.2005-31.03.2006): Überarbeitung und Ergänzung der Methoden zur Probenahme und Aufbereitung, des multimetrischen Verfahrens und der Materialien für die Anwendung in der wasserwirtschaftlichen Praxis ............................ 134

4.1 Überarbeitung und Ergänzung der Methoden zur Probenahme und Aufbereitung............................................................................................... 134 4.2 Überarbeitung des multimetrischen Verfahrens (Modul „Allgemeine Degradation“) ............................................................................................. 136

4.2.1 Zusammenfassung der Ergebnisse aus den Praxistests der Länder..... 137 4.2.2 Datengrundlage...................................................................................... 141 4.2.3 Überarbeitung und Erweiterung der Fauna-Indices ............................... 143 4.2.4 Vorgehen bei den Berechnungen .......................................................... 148

4.3 „PERLODES“ – das deutsche Bewertungssystem für Fließgewässer auf Grundlage des Makrozoobenthos.............................................................. 184

4.3.1 Konzeption ............................................................................................. 184 4.3.2 Das Modul „Saprobie“ ............................................................................ 187 4.3.3 Das Modul „Allgemeine Degradation“ .................................................... 187 4.3.4 Das Modul „Versauerung“ ...................................................................... 192

4.4 Weiterentwicklung der Bewertungssoftware, der Web-Präsentation, des Methodischen Handbuchs Fließgewässerbewertung sowie der Schulungsmaterialien................................................................................. 193

4.4.1 Weiterentwicklung der Bewertungssoftware .......................................... 193 4.4.2 Fortschreibung des „Methodischen Handbuchs Fließgewässer- bewertung“, der Schulungsmaterialien sowie der Web-Präsentation .... 193

5. Literatur ................................................................................................. 194

Anhang I. Übersicht über die CORINE-Landnutzungsarten

II. Grafiken der Korrelationsanalysen (Beispiele)

III. Autokorrelationen

IV. Ankerpunkte

V. Metricalternativen

VI. Softwarehandbuch ASTERICS

7

VII. Softwarehandbuch ASSESS

VIII. Biologische Indikation des Säurezustands – Liste der Indikatoren

IX. Methodisches Handbuch Fließgewässerbewertung

X. Schulungsmaterialien

XI. Indikatorlisten Fauna-Indices

XII. Alternative Metric-Kombinationen Rechenmodule

8

0. Kurzfassung

0.1 Kurzfassung deutschsprachig

Die EG-Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL) sieht eine integrierte biologische Be-

wertung des ökologischen Zustandes von Gewässern vor. Die Bewertung hat danach

über verschiedene biologische Indikatoren zu erfolgen, sich an gewässertyp-

spezifischen Leitbildern zu orientieren und die verschiedensten, auf die Gewässer

einwirkenden Einflussgrößen widerzuspiegeln. Ergebnisse direkter Messungen von

Bewertungsparametern (Gewässermorphologie, Physicochemie und Hydrologie) sind

nur ergänzend für die Bewertung heranzuziehen. Für die Umsetzung der EG-WRRL

sind somit gänzlich neue Bewertungsverfahren erforderlich.

Da die EG-WRRL handlungsorientiert konzipiert ist – bis 2015 soll der gute

ökologische und gute chemische Gewässerzustand erreicht sein -, sollte das

Bewertungsverfahren über die eigentliche biologische Zustandsbewertung hinaus ge-

eignet sein, aus dem Bewertungsergebnis Hinweise auf Ursachen eines bestimmten

Zustandes zu geben und Handlungsempfehlungen für das Gewässermanagement

abzuleiten. Dies kann in vielen Fällen durch eine stressorenbezogene Bewertung

erfolgen, die in der Lage ist, die Auswirkungen bestimmter Stör- und Einflussgrößen

nachvollziehbar abzubilden. Eine Möglichkeit hierzu ist ein modularer Ansatz, der z. B.

die Auswirkungen saprobieller Degradation und gewässermorphologischer/-

allgemeiner Degradation separat erfasst und so eine kosten- und nutzeneffiziente

Maßnahmenplanung ermöglicht.

Ziele des Forschungsvorhabens sind die Entwicklung und Implementierung eines

Bewertungsverfahrens für die deutschen Fließgewässertypen, das den Anforderungen

der EG-WRRL an eine biologische Bewertung genügt und auf dem Makrozoobenthos

basiert.

Das Vorhaben lässt sich in drei Bearbeitungsphasen gliedern:

Bearbeitungsphase I (04/2002-03/2004): Entwicklung eines modular aufgebau-ten, gewässertypspezifischen Bewertungsverfahrens. Das Verfahren integriert durch seinen modularen Aufbau den Einfluss verschiedener

Stressoren in die Bewertung der ökologischen Qualität eines Fließgewässers. Aus der

Artenliste eines zu bewertenden Gewässers können Informationen zu den Auswirkun-

9

gen der Stressoren „Organische Verschmutzung“, „Versauerung“ sowie „Allgemeine

Degradation“ extrahiert und leitbildbezogen bewertet werden.

Die Anwendung des Systems erfolgt entweder durch die Datenbank ASSESS oder ein

PC-Programm, das auf einer in dem EU-Projekt AQEM entwickelten Plattform basiert.

Bearbeitungsphase II (04/2004-12/2004): Erarbeitung von Materialien für die Anwendung in der wasserwirtschaftlichen Praxis. Für die Implementierung der neuen Bewertungsverfahren sowie der parallel ent-

wickelten Freiland- und Labormethoden für die Probenahme wurden die Web-

Präsentation [http://www.fliessgewaesserbewertung.de], ein methodisches Handbuch

sowie Schulungsmaterialien erarbeitet.

Bearbeitungsphase III (01/2005-03/2006): Überarbeitung und Erweiterung der Methoden zur Probenahme und –aufbereitung, des Bewertungsverfahrens und der Materialien (Website, Handbuch, Schulungsmaterialien). Die aus der praktischen Erprobung des Bewertungsverfahrens durch die Bundes-

länder gewonnenen Erfahrungen wurden bei der Weiterentwicklung der Probenahme-

methoden und des Bewertungsverfahrens berücksichtigt und die Website, das

Handbuch und die Schulungsmaterialien entsprechend aktualisiert. Das Bewertungs-

verfahren erhält den Namen „PERLODES“.

Nachfolgend sind die abschließenden Ergebnisse der drei Bearbeitungsphasen

zusammenfassend dargestellt.

10

0.1.1 „PERLODES“ – das deutsche Bewertungssystem für Fließgewässer auf Grundlage des Makrozoobenthos

Grundlage des Bewertungssystems ist die Typologie der deutschen Fließgewässer

nach Pottgiesser & Sommerhäuser (2004).

Für Deutschland werden 24 Fließgewässertypen unterschieden, die für die Bewertung

auf Grundlage des Makrozoobenthos in weitere Untertypen unterteilt werden.

Insgesamt ergeben sich so 31 (Unter-) Typen (vgl. Tabelle 1).

11

Tabelle 1: Kurznamen der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen der BRD Bearbeitung: Pottgiesser & Sommerhäuser (2004), verändert (Stand Februar 2006). Ökoregion 4: Alpen, Höhe > 800 m; Ökoregion 9 (und 8): Mittelgebirge und Alpenvorland, Höhe ca. 200 – 800 m und höher; u: Ökoregion unabhängige Typen; Ökoregion 14: Norddeutsches Tiefland, Höhe < 200 m; K = Keuper; N = Nord, S = Süd

Längszonierung

Typ / Kurzname

Öko

regi

on

Bac

h

Kl.

Flus

s

Gr.

Flus

s

Stro

m

Typ 1.1: Bäche der Kalkalpen 4

Typ 1.2: Kleine Flüsse der Kalkalpen 4

Typ 2.1: Bäche des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 2.2: Kleine Flüsse des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 3.1: Bäche der Jungmoräne des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 3.2: Kleine Flüsse der Jungmoräne des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 4: Große Flüsse des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 5: Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche 9(8)

Typ 5.1: Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche 9(8)

Typ 6: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 9(8)

Typ 6_K: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche (Keuper) 9(8)

Typ 7: Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 9(8)

Typ 9: Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 9(8)

Typ 9.1: Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 9(8)

Typ 9.1_K: Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgs-flüsse (Keuper) 9(8)

Typ 9.2: Große Flüsse des Mittelgebirges 9(8)

Typ 10: Kiesgeprägte Ströme 9(8)

Typ 11: Organisch geprägte Bäche u

Typ 12: Organisch geprägte Flüsse u

Typ 14: Sandgeprägte Tieflandbäche 14

Typ 15: Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse 14

Typ 15_groß: Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse 14

Typ 16: Kiesgeprägte Tieflandbäche 14

Typ 17: Kiesgeprägte Tieflandflüsse 14

Typ 18: Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche 14

Typ 19: Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern u

Typ 20: Sandgeprägte Ströme 14

Typ 21_N: Seeausflussgeprägte Fließgewässer (Nord) u

Typ 21_S: Seeausflussgeprägte Fließgewässer (Süd) u

Typ 22: Marschengewässer 14

Typ 23: Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse 14

12

Aus der Artenliste eines zu bewertenden Gewässers können folgende Informationen

extrahiert und leitbildbezogen bewertet werden:

Modul „Saprobie“ Die Bewertung der Auswirkungen organischer Verschmutzung auf das

Makrozoobenthos erfolgt mit Hilfe des gewässertypspezifischen und leitbildbezogenen

Saprobienindexes nach DIN 38 410 (Friedrich & Herbst 2004).

Dieses Modul wurde im Rahmen des vom Umweltbundesamt geförderten Projektes

„Leitbildorientierte biologische Fließgewässerbewertung zur Charakterisierung des

Sauerstoffhaushaltes“ entwickelt (Rolauffs et al. 2003) und im Rahmen der

Bearbeitungsphase II des vorliegenden Forschungsvorhabens in enger Zusammen-

arbeit mit dem zuständigen Arbeitskreis der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser und

dem Projektbegleitenden Beirat überarbeitet.

Die Ergebnisse des Saprobienindexes werden unter Berücksichtigung typspezifischer

Klassengrenzen in eine Qualitätsklasse überführt.

13

Tabelle 2: Grundzustände und Klassengrenzen des typspezifischen Saprobienindexes (Modul „Saprobie“) K = Keuper

Typ Grund- zustand

sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht

1.1 1,05 ≤1,20 >1,20-1,80 >1,80-2,55 >2,55-3,25 >3,25 1.2 1,20 ≤1,35 >1,35-1,90 >1,90-2,60 >2,60-3,30 >3,30 2.1 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 2.2 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 3.1 1,35 ≤1,45 >1,45-2,00 >2,00-2,65 >2,65-3,35 >3,35 3.2 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 4 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 5 1,35 ≤1,45 >1,45-2,00 >2,00-2,65 >2,65-3,35 >3,35 5.1 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 6 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 6_K 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 7 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 9 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 9.1 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 9.1_K 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 9.2 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 10 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 11 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 12 1,85 ≤2,00 >2,00-2,40 >2,40-2,95 >2,95-3,45 >3,45 14 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 15 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 15_groß 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 16 1,55 ≤1,65 >1,65-2,15 >2,15-2,75 >2,75-3,40 >3,40 17 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 18 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 19 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 20 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 21_Nord 1,95 ≤2,05 >2,05-2,45 >2,45-2,95 >2,95-3,50 >3,50 21_Süd 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 22 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 23 2,00 ≤2,10 >2,10-2,50 >2,50-3,00 >3,00-3,50 >3,50

14

Modul „Allgemeine Degradation“ Dieses Modul spiegelt die Auswirkungen verschiedener Stressoren (Degradation der

Gewässermorphologie, Nutzung im Einzugsgebiet, Pestizide, hormonäquivalente

Stoffe) wider, wobei in den meisten Fällen die Beeinträchtigung der Gewässermorpho-

logie den wichtigsten Stressor darstellt.

Das Modul ist als Multimetrischer Index aus Einzelindices, so genannten „Core

Metrics“, aufgebaut, die nach folgenden Kriterien ausgewählt wurden:

• So viele Indices wie nötig, um ein robustes Ergebnis zu erhalten und eine einfache Interpretation der Daten zu ermöglichen, aber so wenige wie möglich, um die Komplexität für den Anwender gering zu halten;

• Gewässertypspezifische Abweichungen der Bewertungsverfahren sind zwar notwendig, die Ansätze entsprechen sich aber durch die Verwendung ähnlicher Sets von Metrics soweit wie möglich;

• Abdeckung der Kriterien der EG-WRRL („Zusammensetzung und Abundanz der wirbellosen Taxa“, „Anteil störungsempfindlicher Taxa“, „Anteil robuster Taxa“, „Grad der Vielfalt der wirbellosen Taxa“);

• Gute Vermittelbarkeit und hohe Akzeptanz bei den Anwendern.

Die Ergebnisse der typ(gruppen)spezifischen Einzelindices werden zu einem

Multimetrischen Index verrechnet und dieser wird abschließend in eine Qualitätsklasse

von „sehr gut“ bis „schlecht“ überführt.

Bei 30 der 31 deutschen Fließgewässertypen (inkl. Untertypen) kann die Bewertung

der „Allgemeinen Degradation“ mit Hilfe eines Multimetrischen Index vorgenommen

werden, der sich, in Abhängigkeit vom Gewässertyp, aus einer bestimmten Anzahl an

Einzelindices zusammensetzt.

Die Bewertung der „Allgemeinen Degradation“ ergibt sich wie folgt:

• Berechnung der Core Metric-Ergebnisse

• Umwandlung der einzelnen Ergebnisse in einen Wert zwischen 0 und 1 unter Zuhilfenahme folgender Formel:

t Ankerpunkunterert Ankerpunkoberer

t AnkerpunkuntererbnisMetricergeWert−

−=

15

Die oberen und unteren Ankerpunkte eines Metrics entsprechen den Werten 1 (Referenzzustand) und 0 (schlechtester theoretisch auftretender Zustand); Metric-Ergebnisse, die über dem oberen oder unter dem unteren Ankerpunkt liegen werden gleich 1 bzw. 0 gesetzt. Die Ankerpunkte wurden für jeden Metric und jeden Gewässertyp gesondert ermittelt und stehen neben der Auswahl der Core Metrics für die typspezifische Komponente des Verfahrens.

• Der Multimetrische Index wird durch gewichtete Mittelwertbildung aus den Werten der [0;1]-Intervalle der Einzelmetrics berechnet; gewichtet, weil der Fauna-Index des jeweiligen Typs bzw. der LTI bei Typ 21 mit 50 % gewichtet wird. Ausnahmen stellen die regionalen Untertypen 6_K und 9.1_K sowie der Typ 23 dar; hier wird der Multimetrische Index durch einfache Mittelwertbildung berechnet, da ein Fauna-Index noch fehlt.

• Das Ergebnis des Multimetrischen Index wird für jeden Gewässertyp auf dieselbe Art in die Qualitätsklasse überführt: sehr gut: > 0,8 gut: > 0,6-0,8 mäßig: > 0,4-0,6 unbefriedigend: > 0,2-0,4 schlecht: ≤ 0,2

• Ausnahmen stellen die Gewässertypen 10 und 20 dar. Bei der Gewässertypen-gruppe der Ströme wird das Ergebnis des Metrics „Potamon-Typie-Index (Häufigkeitsklassen)“ direkt in eine Qualitätsklasse überführt.

Die Tabelle 3ff gibt die Core Metrics und Ankerpunkte wieder, die zur Bewertung der

einzelnen Fließgewässertypen herangezogen werden.

Es ist zu beachten, dass die nachfolgend beschriebene Zusammensetzung des

Moduls „Allgemeine Degradation“ (Core Metrics und Ankerpunkte) für die

(Unter)Typen 6_K, 9.1_K, 15_groß, 19, 21_Nord und 21_Süd noch als vorläufig

anzusehen ist. Hier ist in 2006 eine Überarbeitung des Multimetrischen Index geplant,

die sich im Wesentlichen auf die Entwicklung ((Unter)Typen 6_K, 9.1_K, 19) bzw.

Weiterentwicklung (Typ 15_groß) des typspezifischen Fauna-Index bezieht.

16

Tabelle 3: Core Metrics und Ankerpunkte der Typen 1-4 (Bäche und Flüsse der Alpen und des Alpenvorlandes) AP = Ankerpunkt, o = oben, u = unten; Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet; # = Anzahl

Metric-Typ Metric-Name AP 1.1 1.2 2.1 2.2 3.1 3.2 4

o ≥ 80,0 ≥ 75,0 ≥ 70,0 ≥ 65,0 ≥ 75,0 ≥ 70,0 ≥ 70,0 Z/A EPT-Taxa [%] (HK)

u ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 10,0 ≤ 10,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0

o ≥ 1,7 ≥ 1,0 ≥ 1,3 ≥ 1,0 ≥ 1,2 ≥ 0,7 ≥ 0,7 T Fauna-Index

u ≤ 0,0 ≤ -1,7 ≤ -1,0 ≤ -1,8 ≤ -1,5 ≤ -1,5 ≤ -1,8

o ≥ 30 ≥ 35 ≥ 35 ≥ 35 ≥ 25 V/D # EPTCBO

u ≤ 3 ≤ 8 ≤ 10 ≤ 10 ≤ 5

o ≥ 1 ≥ 0,9 ≥ 0,9 ≥ 0,8 ≥ 0,9 ≥ 0,8 ≥ 0,8 F Rheoindex (HK)

u ≤ 0,6 ≤ 0,5 ≤ 0,5 ≤ 0,4 ≤ 0,5 ≤ 0,4 ≤ 0,35

Tabelle 4: Core Metrics und Ankerpunkte der Typen 5-7 sowie des regionalen Untertyps 6_K (Mittelgebirgsbäche) AP = Ankerpunkt, o = oben, u = unten; Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics; Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet; # = Anzahl; * = eingestufte Taxa = 100 %

Metric-Typ Metric-Name AP 5 5.1 6 7 6_K

o ≥ 70,0 ≥ 70,0 ≥ 65,0 ≥ 65,0 ≥ 60,0 Z/A EPT-Taxa [%] (HK)

u ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 15,0

o ≥ 1,55 ≥ 1,45 ≥ 1,40 ≥ 1,30 T Fauna-Index

u ≤ -1,10 ≤ -1,10 ≤ -1,10 ≤ -1,10

o ≥ 10 V/D # Trichoptera

u ≤ 2

o ≥ 25,0 ≥ 25,0 F Epirhithral-Besiedler [%] (Ind.)*

u ≤ 5,0 ≤ 5,0

o ≤ 8,00 F

Hyporhithral-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 28,0

o 1,00 1,00 1,00 1,00 F Rheoindex (HK)

u ≤ 0,60 ≤ 0,45 ≤ 0,45 ≤ 0,55

17

Tabelle 5: Core Metrics und Ankerpunkte der Typen 9-9.2 inkl. des regionalen Untertyps 9.1_K (Mittelgebirgsflüsse) sowie der Typen 19 und 21 (Ökoregion unabhängige Typen) und 23 (Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse) AP = Ankerpunkt, o = oben, u = unten; Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics; Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet; # = Anzahl; * = eingestufte Taxa = 100 %

Metric-Typ Metric-Name AP 9 9.1 9.2 9.1_K 19 21 23

o ≥ 70,0 ≥ 60,0 ≥ 55,0 ≥ 50,0 ≥ 40,0 ≥ 55,0 ≥ 15,0Z/A EPT-Taxa [%] (HK)

u ≤ 35,0 ≤ 20,0 ≤ 25,0 ≤ 10,0 ≤ 5,0 ≤ 7,0 0,0

o ≥ 1,20 ≥ 1,00 ≥ 0,90 ≥ 0,60 T Fauna-Index

u ≤ -0,50 ≤ -0,60 ≤ -0,60 ≤ -0,60

o ≤ 2,0 T LTI_quantitativ

u ≥ 4,0

o ≥ 15,0T Oligosaprobe [%] (HK)

u 0,0

o ≥ 38 ≥ 30 ≥ 25 V/D # EPTCBO

u ≤ 10 ≤ 5 ≤ 5

o ≥ 12 ≥ 6 V/D # Trichoptera

u 0 0

o ≥ 35,0 ≥ 25,0 F

Metarhithral-Besiedler [%] (Ind.)* u ≤ 10,0 ≤ 5,0

o ≤ 10,0F

Epipotamal-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 21,0

o ≤ 10,0F

Metapotamal-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 25,0

o ≤ 15,0 F

Phytal-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 40,0

o ≥ 25,0F

Pelal-Besiedler [%] (Ind.)* u 0,0

18

Tabelle 6: Core Metrics und Ankerpunkte der Typen 14-18 (Bäche und Flüsse im Tiefland) sowie 11 und 12 (Organisch geprägte Bäche und Flüsse) AP = Ankerpunkt, o = oben, u = unten; Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics; Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet; # = Anzahl; * = eingestufte Taxa = 100 %

Metric-Typ

Metric-Name AP 14 15 15_g 16 17 18 11 12

o ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 50,0 ≥ 50,0 Z/A EPT-Taxa [%] (HK)

u ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 10,0 ≤ 20,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 5,0 0,0

o ≥ 1,30 ≥ 1,20 ≥ 1,20 ≥ 1,80 ≥ 1,10 ≥ 1,30 ≥ 1,10 ≥ 0,70 T Fauna-Index

u ≤ -1,00 ≤ -0,40 ≤ -1,30 ≤ -0,20 ≤ -0,10 ≤ -1,00 ≤ -0,70 ≤ -0,80

o ≥ 10 ≥ 12 ≥ 10 ≥ 10 ≥ 12 ≥ 10 ≥ 9 ≥ 7 V/D # Trichoptera

u ≤ 2 0 0 ≤ 2 0 ≤ 2 0 0

o ≤ 2,0 ≤ 4,0 ≤ 10,0 ≤ 2,0 ≤ 4,0 ≤ 2,0 F

Litoral-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 28,0 ≥ 25,0 ≥ 35,0 ≥ 20,0 ≥ 30,0 ≥ 28,0

o ≤ 4,0 ≤ 1,0 F

Pelal-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 25,0 ≥ 20,0

Modul „Versauerung“ Bei den Gewässertypen, die von Versauerung betroffen sind (Typ 5 Grobmaterial-

reiche, silikatische Mittelgebirgsbäche, Typ 5.1 Feinmaterialreiche, silikatische

Mittelgebirgsbäche), wird mit Hilfe dieses Moduls die typspezifische Bewertung des

Säurezustandes vorgenommen. Die Berechnung basiert auf den Säurezustands-

klassen nach Braukmann & Biss (2004) und mündet in einer fünfstufigen Einteilung

der Säureklassen. Sofern die Gewässer nicht natürlicherweise sauer sind, entspricht

die Säureklasse 1 der Qualitätsklasse „sehr gut“, die Säureklasse 2 der Klasse „gut“,

die Säureklasse 3 der Klasse „mäßig“, die Säureklasse 4 der Klasse „unbefriedigend“

und die Säureklasse 5 der Klasse „schlecht“.

19

Verrechnung der Module Mit Hilfe des deutschen Bewertungssystems „PERLODES“ kann die Ökologische

Zustandsklasse für 30 der 31 Fließgewässertypen (inkl. Untertypen) ermittelt werden.

Die Bewertungsverfahren für die einzelnen Typen beruhen auf dem gleichen Prinzip,

können sich jedoch durch die jeweils verwendeten Kenngrößen und die der Bewertung

zu Grunde liegenden Referenzzustände unterscheiden.

„PERLODES“ integriert durch seinen modularen Aufbau den Einfluss verschiedener

Stressoren in die Bewertung der ökologischen Qualität eines Fließgewässerabschnitts.

Abbildung 1: Schematische Ablauf der stressorenbezogenen Bewertung von Fließ-gewässern mittels Makrozoobenthos

Der modulartige Aufbau des Bewertungssystems ermöglicht die Ausgabe von Ergeb-

nissen auf verschiedenen Ebenen.

Artenliste

Informationen über saprobiellen Zustand

Informationen über die Versauerung

Informationen über sonstige Stressoren



Informationen über sonstige Stressoren Bewertungs-

Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

ÖkologischeZustandsklasse


ReferenzzustandReferenzzustand

Handlungsbedarf

}

Handlungsbedarf

}

Handlungsbedarf

}

20

Ebene 1: Ökologische Zustandsklasse Ebene 2: Ursachen der Degradation (organische Verschmutzung, Versauerung, allgemeine Degradation) Ebene 3: Ergebnisse der einzelnen Metrics (Interpretationsmöglichkeit) Ebene 4: Ergebnisse aller Metrics, auch der, die nicht für den Multimetrischen Index verwendet wurden

Abbildung 2: Der „Output“ des Bewertungssystems ist in verschiedene Ebenen geglie-dert. Die Ebenen 1 und 2 dienen zur Bewertung, die Ebenen 3 und 4 zur Interpretation

Die abschließende Ökologische Zustandsklasse ergibt sich aus den Qualitätsklassen

der Einzelmodule: im Fall einer „sehr guten“ oder „guten“ Qualitätsklasse des Moduls

„Saprobie“ bestimmt das Modul mit der schlechtesten Einstufung das Bewertungs-

ergebnis (Prinzip des „worst case“), da in diesen Fällen die Module „Saprobie“ und

„Allgemeine Degradation“ unabhängige Bewertungsergebnisse liefern.

Im Fall einer „mäßigen“, „unbefriedigenden“ oder „schlechten“ saprobiellen Qualitäts-

klasse kann die Saprobie das Ergebnis des Moduls „Allgemeine Degradation“ stark

beeinflussen und zu unplausiblen Ergebnissen führen; in begründeten Fällen ist daher

eine Korrektur des Moduls „Allgemeine Degradation“ auf Grund von Zusatzkriterien

möglich. Die Gesamtbewertung wird daran anschließend durch das Modul mit der

schlechtesten Qualitätsklasse bestimmt.1

Das Modul „Versauerung“ liefert von der Saprobie unabhängige Ergebnisse und geht

daher immer nach dem Prinzip des „worst case“ in die Gesamtbewertung ein.

Die Ergebnisse werden durch das PC-Programm „ASTERICS“ anwendbar gemacht,

das auf einer Software-Plattform basiert, die in dem EU-Projekt AQEM entwickelt

wurde. Diese Software ist kostenlos im Internet verfügbar. Alternativ steht das

Datenbank-Programm ASSESS zur Berechnung zur Verfügung.

1 Der hier dargestellten Verrechnung der Module „Saprobie“ und „Allgemeine Degradation“ haben mit Ausnahme von Bayern, vertreten durch Herrn Dr. Folker Fischer, das generell eine Mittelwertbildung zwischen den beiden Modulen favorisiert, alle im Projektbegleitenden Beirat vertretenen Bundesländer zugestimmt.

21

0.1.2 Materialien für die Anwendung in der wasserwirtschaftlichen Praxis

Der zweite inhaltliche Schwerpunkt des Forschungsvorhabens liegt in der Erarbeitung

von Materialien für die Implementierung des Bewertungssystems „PERLODES“ sowie

der in einem parallel laufenden Forschungsvorhaben der LAWA2 entwickelten und in

Bearbeitungsphase III des vorliegenden Forschungsvorhabens weiterentwickelten

Freiland- und Laborprobenahmemethoden in die wasserwirtschaftliche Praxis. Die

Materialien umfassen die Web-Präsentation [http://www.fliessgewaesserbewer-

tung.de], das „Methodische Handbuch Fließgewässerbewertung“ sowie Schulungs-

materialien.

Die Web-Präsentation [http://www.fliessgewaesserbewertung.de] Die Website fliessgewaesserbewertung.de ist ein Informations- und Diskussionsportal,

das einen Überblick über den aktuellen Stand der Fließgewässerbewertung auf der

Grundlage des Makrozoobenthos einschließlich der Bewertungssoftware gibt. Als

Grundlage dienen die Ergebnisse und Produkte der vom UBA und der LAWA in den

vergangenen Jahren geförderten Forschungsvorhaben. Die Website enthält die

zentralen Menüpunkte „Gewässerbewertung“, „Download“ und „Forschung“ sowie ein

Diskussionsforum, in dem Fragen, Anregung und Kritik der Nutzer gebündelt werden

können.

Das „Methodische Handbuch Fließgewässerbewertung“ Das Handbuch ist für die Anwendung in der Praxis konzipiert und fasst die wesent-

lichen Ergebnisse und Folgerungen aus den Forschungsprojekten zusammen. Es

beschreibt die Bewertung eines Fließgewässerabschnitts mit den standardisierten

Methoden zur Aufsammlung, Aufbereitung und Auswertung von Makrozoobenthos-

proben.

2 „Standardisierung der Erfassungs- und Auswertungsmethoden von Makrozoobenthosuntersuchungen in Fließgewässern“ (O 4.02) (Haase & Sundermann 2004)

22

Das Handbuch ist in die folgenden Abschnitte unterteilt:

Das Methodische Handbuch – Anlass und Zielsetzung

I. Einführung

Kurzfassung des Ablaufs

Auswahl der Probestelle II. Vorarbeiten zur Probenahme

Zuweisung des Gewässertyps und Wahl des Probenahmezeitpunktes

Anwendungsbereich der Methode

Technische Ausstattung für die Probenahme

Kartierung der Habitate und Festlegung der Teilproben

Probenahme an durchwatbaren und teilweise durchwatbaren Gewässern

Probenahme an nicht begehbaren und/oder dauertrüben Gewässern

Quantifizierung koloniebildender Taxa

Optionaler Schritt: Aufarbeitung der Benthosprobe im Gelände zur Reduzierung des Probenvolumens

Aussuchen der Einzelexemplare

III. Probenahme im Freiland

Konservierung und Lagerung der Proben

Technische Ausstattung

Entnahme der Unterprobe

Abtrennen der Grobfraktion im Labor

IV. Probenbehandlung im Labor

Sortieren der Unterprobe

23


Optionaler Schritt: Entnahme der Unterprobe

Sortierung der Probe

V. Alternatives Lebendsortierverfahren für das Freiland

Entnahme von Organismen

Festlegung der Untersuchungs-bereiche

Standortwahl

Untersuchungshäufigkeit

Stichprobenzahl und Probenfläche

Entnahmetechnik

VI. Probenahmetechnik zur Beprobung der Fließgewässertypen 10 und 20 (Bundeswasserstraßen) (aus Schöll et al. 2005)

Aufarbeitung des biologischen Materials

Materialliste

Bestimmung der Organismen

Anwendung der Operationellen Taxaliste

VII. Bestimmung der Organismen

Erstellen der Taxalisten

Dateneingabe VIII. Dateneingabe und Berechnung

Berechnung

Interpretation der Ergebnisse zweier Gewässerabschnitte im Tiefland

IX. Interpretation der Ergebnisse

Interpretation der Ergebnisse zweier Gewässerabschnitte im Mittelgebirge

24

X. Hinweise auf weiterführende Informationen

XI. Literatur

Schulungsmaterialien Die Schulungsmaterialien geben einen Überblick zum Ablauf der Bewertung von der

Probestellenauswahl über die Probenahme bis hin zur Dateninterpretation. Die in

Form einer Powerpoint-Präsentation zusammengestellten Materialien dienen dazu,

Schulungen visuell zu unterstützen und zu gewährleisten, dass die Vermittlung der

Inhalte und damit die spätere Anwendung der Methoden vergleichbar ist. Aufgrund

ihrer praktischen Ausrichtung haben die Materialien einen anderen Schwerpunkt als

das „Methodische Handbuch Fließgewässerbewertung“, an dem sie sich inhaltlich

jedoch eng orientieren. Die Präsentation gliedert sich in die Themenblöcke

„Vorarbeiten“, „Besammlung“, „Sortierung“, „Bestimmung“, „Berechnung“ und

„Interpretation“.

25

0.2 Abstract

The EU Water Framework Directive demands for an integrated biological assessment

of surface water bodies. The assessment shall be based on “Biological Quality

Elements”, be performed by comparing the observed status with type specific

reference conditions and shall reflect the impact of various stressors. The direct

measurement of hydromorphological, hydrological and physico-chemical parameters is

supplementary. Thus, the Water Framework Directive demands for entirely new

assessment systems.

Due to the applied approach of the Water Framework Directive, which demands for

achieving a „good ecological status” and „good chemical status“ by 2015, the

assessment methods should also be capable of identifying the cause of degradation

and guiding restoration measures. This leads to a stressor specific approach, which is

capable of discriminating between the impact of individual perturbations: the results of

different modules, aiming e.g. at assessing the impact of pollution or hydromorpho-

logical degradation, are enabling a cost-effective planning of restoration measures.

The project aimed at the development and implementation of an assessment system

for stream in Germany fulfilling the demands of the EU Water Framework Directive

and based on benthic invertebrates.

The project was broken down into three phases:

• Phase I (04/2002-03/2004): Development of a modular, type-specific assessment system;

• Phase II (04/2004-12/2004): Tools for transferring the assessment system into applied water management;

• Phase III (01/2005-03/2006): Revision of the field and lab methods for benthic invertebrate samples, the assessment and calculation methods and the supporting documents (website, manual, training documents).

In the following, the main results of the individual project phases are briefly described.

26

0.2.1 “PERLODES” – the German river assessment system for benthic invertebrates

The system utilizes the German stream typology (Sommerhäuser & Pottgiesser 2004).

The German river typology comprises 24 types of streams and rivers, some of which

are subdivided into subtypes fort he purposes of assessment with invertebrates

(altogether 31 sub-types).

Table 7: Short names of the biocoenotically relevant stream types for Germany. Authors: Pottgiesser & Sommerhäuser (2004), adapted (version of February 2006). Ecoregion 4: Alps, altitude > 800 m; Ecoregion 9 (and 8): Central Mountains and Western Mountains, altitude approx. 200 – 800 m; u: types occurring in different ecoregions; Ecoregion 14: Central Lowlands, altitude < 200 m; K: upper Triassic rock; N: Northern Germany, S: Southern Germany

longitudinal zonation

Typ / Short name

Ecor

egio

n

smal

l st

ream

s m

id-s

ized

st

ream

s la

rge

stre

ams

very

larg

e st

ream

s

Typ 1.1: Small rivers of the Calcareous Alps 4

Typ 1.2: Mid-sized rivers of the Calcareous Alps 4

Typ 2.1: Small rivers in the alpine foothills 9(8)

Typ 2.2: Mid-sized rivers in the alpine foothills 9(8)

Typ 3.1: Small rivers in the Pleistocene sediments of the alpine foothills 9(8)

Typ 3.2: Mid-sized rivers in the Pleistocene sediments of the alpine foothills 9(8)

Typ 4: Large rivers in the alpine foothills 9(8)

Typ 5: Small coarse substrate-dominated siliceous highland rivers 9(8)

Typ 5.1: Small fine substrate-dominated siliceous highland rivers 9(8)

Typ 6: Small fine substrate-dominated calcareous highland rivers 9(8)

Typ 6_K: Small fine substrate-dominated calcareous highland rivers (upper Triassic rock) 9(8)

Typ 7: Small coarse substrate-dominated calcareous highland rivers 9(8)

Typ 9: Mid-sized fine to coarse substrate-dominated calcareous highland rivers 9(8)

Typ 9.1: Mid-sized fine to coarse substrate-dominated siliceous highland rivers 9(8)

Typ 9.1_K: Mid-sized fine to coarse substrate-dominated siliceous highland rivers (upper Triassic rock) 9(8)

Typ 9.2: Large highland rivers 9(8)

Typ 10: Very large gravel-dominated rivers 9(8)

Typ 11: Small organic substrate-dominated rivers u

Typ 12: Mid-sized and large organic substrate-dominated rivers u

Typ 14: Small sand-dominated lowland rivers 14

27

longitudinal zonation

Typ / Short name

Ecor

egio

n

smal

l st

ream

s m

id-s

ized

st

ream

s la

rge

stre

ams

very

larg

e st

ream

s

Typ 15: Mid-sized sand and loam-dominated lowland rivers 14

Typ 15_groß: Large sand and loam-dominated lowland rivers 14

Typ 16: Small gravel-dominated lowland rivers 14

Typ 17: Mid-sized and large gravel-dominated lowland rivers 14

Typ 18: Small loess and loam-dominated lowland rivers 14

Typ 19: Small streams in riverine floodplains u

Typ 20: Very large sand-dominated rivers 14

Typ 21_N: Lake outflows (Northern Germany) u

Typ 21_S: Lake outflows (Southern Germany) u

Typ 22: Marshland streams of the coastal plains 14

Typ 23: Backwater and brackish water influenced Baltic Sea tributaries 14

From a taxa list of a river to be assessed the following information are extracted:

Module “Organic pollution” The impact of organic pollution is evaluated with the German Saprobic Index

(DIN 38 410, revised version), which is compared to a stream type-specific reference

value. This module has been developed in the project “Biological stream assessment

for characterising the oxygen content based on stream type-specific reference

conditions”, which was funded by the German Environment Agency (Rolauffs et al.

2003). Using stream type-specific class boundaries, the Saprobic Index is transferred

into quality classes.

The impact of organic pollution is assessed with the German Saprobic Index according

to DIN 38 410 (Friedrich & Herbst 2004) applying stream type-specific reference

values. This assessment modul has been developed in the project “Biological stream

assessment for characterising the oxygen content based on stream type-specific

reference conditions”, funded by the German Federal Environment Agency (Rolauffs

et al. 2004) and has been improved in phase II of this project in cooperation with the

project’s Steering Group. The results of the stream type-specific Saprobic Index are

transferred into quality classes by applying stream type-specific boundaries.

28

Table 8: Saprobic reference conditions and boundaries of quality classes for the stream type-specific Saprobic Index (Module „Organic Pollution“). K = upper Triassic rock

Typ Grund- zustand

high good moderate poor bad

1.1 1,05 ≤1,20 >1,20-1,80 >1,80-2,55 >2,55-3,25 >3,25 1.2 1,20 ≤1,35 >1,35-1,90 >1,90-2,60 >2,60-3,30 >3,30 2.1 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 2.2 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 3.1 1,35 ≤1,45 >1,45-2,00 >2,00-2,65 >2,65-3,35 >3,35 3.2 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 4 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 5 1,35 ≤1,45 >1,45-2,00 >2,00-2,65 >2,65-3,35 >3,35 5.1 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 6 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 6_K 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 7 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 9 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 9.1 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 9.1_K 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 9.2 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 10 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 11 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 12 1,85 ≤2,00 >2,00-2,40 >2,40-2,95 >2,95-3,45 >3,45 14 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 15 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 15_large 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 16 1,55 ≤1,65 >1,65-2,15 >2,15-2,75 >2,75-3,40 >3,40 17 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 18 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 19 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 20 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 21_North 1,95 ≤2,05 >2,05-2,45 >2,45-2,95 >2,95-3,50 >3,50 21_South 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 22 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 23 2,00 ≤2,10 >2,10-2,50 >2,50-3,00 >3,00-3,50 >3,50

29

Module “General degradation”

This module reflects the impact of various stressors, such as hydromorphological

degradation, stagnation, residual flow, land use in the catchment, pesticides, hormon-

equivalent substances; however, usually hydromorphological degradation is most

important.

General degradation is assessed with a Multimetric Index, which is composed of so-

called “core metrics“. The core metrics have been selected based on the following

principles:

• As many metrics as necessary to attain a robust result and to enable a profound data interpretation; as few metrics as possible to guarantee simple applicability.

• Stream type-specific deviations are necessary; however, the approaches for the individual stream types should be as similar as possible.

• All assessment criteria of the Water Framework Directive should be covered: composition and abundance; share of tolerant taxa; degree of diversity.

• User friendly metrics, which are easy to understand, are preferred.

The results of the individual metrics are combined to a Multimetric Index, which is

eventually transformed into a quality class ranging from “high” to “bad”. Multimetric

Indices have been defined for 30 out of 31 river (sub) types in Germany. The number

of metrics differs slightly between individual river types.

The Quality Cass resulting from this module is calculated by the following steps:

• Calculation of the metric-results

• Transfer of each result into a value between 0 and 1, using the following formula:

orLower_AnchorUpper_AnchorLower_AnchultMetric_resValue

−−

=

The Upper and Lower Anchors of a metric are coherent to the values 1 (reference

condition) and 0 (worst attainable condition); results above 1 and below 0 are set as

1 and 0, respectively. Upper and Lower Anchors have been defined separately for

30

each metric and for each stream type and are, thus, an integral part of the stream

type-specific approach.

• The Multimetric Index is calculated as the mean of the [0;1] scored values of all core metrics.

• The Multimetric Index is calculated as the weighted mean of the scores of individual metrics. The metric “Fauna Index” (LTI in case of Type 21) always accounts for 50% of the final result. Exceptions are the subtypes 6_K and 9.1_K and type 23, for which the Multimetric Index is calculated as the average of all contributing metrics, since no Fauna Index has yet been defined.

• The result of the Multimetric Index is always transferred into a quality class by:

high: > 0.8 good: > 0.6-0.8 moderate: > 0.4-0.6 poor: > 0.2-0,4. bad: <= 0.2

• Exceptions are the stream types 10 and 20. For the stream type group „large rivers“ only one metric (Potamon Typie Index, PTI) is used, which is directly transferred into a Quality Class.

Core metrics, Upper and Lower Anchors are given for all stream types in Tables 9ff. In

case of (sub)types 6_K, 9.1_K, 15_large, 19, 21_north and 21_south the assessment

system is regarded as preliminary, since Fauna Indices for these (sub)types will be

developed or improved in 2006.

31

Table 9: Core Metrics and Upper and Lower Anchors of stream types 1-4 (streams in the Alps and the alpine foothills) AP = Anchor, o = upper (Anchor), u = lower (Anchor); Metric-groups: Z/A = Composition/abundance metrics, T = Sensitivity/tolerance metrics, V/D = Richness/diversity metrics, F = Functional metrics; abd = calculated with abundance classes; # = number of

Metric-group

Metric-name AP 1.1 1.2 2.1 2.2 3.1 3.2 4

o ≥ 80,0 ≥ 75,0 ≥ 70,0 ≥ 65,0 ≥ 75,0 ≥ 70,0 ≥ 70,0 Z/A EPT taxa [%] (abd)

u ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 10,0 ≤ 10,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0

o ≥ 1,7 ≥ 1,0 ≥ 1,3 ≥ 1,0 ≥ 1,2 ≥ 0,7 ≥ 0,7 T Fauna Index

u ≤ 0,0 ≤ -1,7 ≤ -1,0 ≤ -1,8 ≤ -1,5 ≤ -1,5 ≤ -1,8

o ≥ 30 ≥ 35 ≥ 35 ≥ 35 ≥ 25 V/D # EPTCBO

u ≤ 3 ≤ 8 ≤ 10 ≤ 10 ≤ 5

o ≥ 1 ≥ 0,9 ≥ 0,9 ≥ 0,8 ≥ 0,9 ≥ 0,8 ≥ 0,8 F Rheoindex (abd)

u ≤ 0,6 ≤ 0,5 ≤ 0,5 ≤ 0,4 ≤ 0,5 ≤ 0,4 ≤ 0,35

Table 10: Core Metrics and Upper and Lower Anchors of stream types 5-7 and subtype 6_K (small streams in central highlands) AP = Anchor, o = upper (Anchor), u = lower (Anchor); Metric-groups: Z/A = Composition/abundance metrics, T = Sensitivity/tolerance metrics, V/D = Richness/diversity metrics, F = Functional metrics; ind = calculated with individual numbers; abd = calculated with abundance classes; # = number of; * = scored taxa = 100 %

Metric-group

Metric-name AP 5 5.1 6 7 6_K

o ≥ 70,0 ≥ 70,0 ≥ 65,0 ≥ 65,0 ≥ 60,0 Z/A EPT taxa [%] (abd)

u ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 15,0

o ≥ 1,55 ≥ 1,45 ≥ 1,40 ≥ 1,30 T Fauna Index

u ≤ -1,10 ≤ -1,10 ≤ -1,10 ≤ -1,10


u ≤ 2

o ≥ 25,0 ≥ 25,0 F Epirhithral [%]* (ind)

u ≤ 5,0 ≤ 5,0

o ≤ 8,00 F Hyporhithral [%]* (ind)

u ≥ 28,0

o 1,00 1,00 1,00 1,00 F Rheoindex (abd)

u ≤ 0,60 ≤ 0,45 ≤ 0,45 ≤ 0,55

32

Table 11: Core Metrics and Upper and Lower Anchors of stream types 9-9.2 including subtype 9.1_K (mid-sized and large streams in the central highlands), stream types 19 and 21 (Ecoregion independent stream types) and stream type 23 (Backwater and brackish water influenced Baltic Sea tributaries) AP = Anchor, o = upper (Anchor), u = lower (Anchor); Metric-groups: Z/A = Composition/abundance metrics, T = Sensitivity/tolerance metrics, V/D = Richness/diversity metrics, F = Functional metrics; ind = calculated with individual numbers; abd = calculated with abundance classes; # = number of; * = scored taxa = 100 %

Metric-group

Metric-name AP 9 9.1 9.2 9.1_K 19 21 23

o ≥ 70,0 ≥ 60,0 ≥ 55,0 ≥ 50,0 ≥ 40,0 ≥ 55,0 ≥ 15,0Z/A EPT taxa [%] (abd)

u ≤ 35,0 ≤ 20,0 ≤ 25,0 ≤ 10,0 ≤ 5,0 ≤ 7,0 0,0

o ≥ 1,20 ≥ 1,00 ≥ 0,90 ≥ 0,60 T Fauna Index

u ≤ -0,50 ≤ -0,60 ≤ -0,60 ≤ -0,60

o ≤ 2,0 T LTI_quantitative

u ≥ 4,0

o ≥ 15,0T

oligosaprobic taxa [%]* (abd) u 0,0

o ≥ 38 ≥ 30 ≥ 25 V/D # EPTCBO

u ≤ 10 ≤ 5 ≤ 5


u 0 0

o ≥ 35,0 ≥ 25,0 F Metarhithral [%]* (ind)

u ≤ 10,0 ≤ 5,0

o ≤ 10,0F Epipotamal [%]* (ind)

u ≥ 21,0

o ≤ 10,0F Metapotamal [%]* (ind)

u ≥ 25,0

o ≤ 15,0 F Phytal [%]* (ind)

u ≥ 40,0

o ≥ 25,0F Pelal [%]* (ind)

u 0,0

33

Table 12: Core Metrics and Upper and Lower Anchors of stream types 14-18 (small and mid-sized streams in the central plains) and stream types 11 and 12 (small, mid-sized and large organic substrate-dominated streams) AP = Anchor, o = upper (Anchor), u = lower (Anchor); Metric-groups: Z/A = Composition/abundance metrics, T = Sensitivity/tolerance metrics, V/D = Richness/diversity metrics, F = Functional metrics; ind = calculated with individual numbers; abd = calculated with abundance classes; # = number of; * = scored taxa = 100 %

Metric-group

Metric-name AP 14 15 15_g 16 17 18 11 12

o ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 50,0 ≥ 50,0 Z/A EPT taxa [%] (abd)

u ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 10,0 ≤ 20,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 5,0 0,0

o ≥ 1,30 ≥ 1,20 ≥ 1,20 ≥ 1,80 ≥ 1,10 ≥ 1,30 ≥ 1,10 ≥ 0,70 T Fauna Index

u ≤ -1,00 ≤ -0,40 ≤ -1,30 ≤ -0,20 ≤ -0,10 ≤ -1,00 ≤ -0,70 ≤ -0,80

o ≥ 10 ≥ 12 ≥ 10 ≥ 10 ≥ 12 ≥ 10 ≥ 9 ≥ 7 V/D # Trichoptera

u ≤ 2 0 0 ≤ 2 0 ≤ 2 0 0

o ≤ 2,0 ≤ 4,0 ≤ 10,0 ≤ 2,0 ≤ 4,0 ≤ 2,0 F Litoral [%]* (ind)

u ≥ 28,0 ≥ 25,0 ≥ 35,0 ≥ 20,0 ≥ 30,0 ≥ 28,0

o ≤ 4,0 ≤ 1,0 F Pelal [%]* (ind)

u ≥ 25,0 ≥ 20,0

Module “Acidification” The module acidification is restricted to those stream types impacted by acidification

(types 5 and 5.1). The assessment results in one out of five Acid Classes according to

Braukmann & Biss (2004). Acid Class 1 is coherent to Quality Class “high”, Acid Class

2 is coherent to Quality Class “good”, etc. The module is only applicable to streams,

which are not naturally acidic.

Combination of modules to an overall quality class 30 out of 31 rivers (sub)types in Germany can be assessed with the system

PERLODES. Calculation methods are always following the same principle, but

differences may occur in the metrics applied and the reference values. Due to its

modular structure, PERLODES integrates the impact of different stressors on the

benthic invertebrate community.

34

Figure 3: Scheme of stressor-specific river assessment with benthic invertebrates.

The modular structure enables the output of assessment results on different levels:

Level 1: Ecological Quality Class Level 2: Causes of degradation (organic pollution, acidification, general degradation) Level 3: Results of the Core Metrics (useful for data interpretation purposes) Level 4: Results of all metrics, including those, which have not been used for the Multimetric Index

Figure 4: The output of the assessment system is composed of levels 1 and 2 (mainly used for assessment purposes) and levels 3 and 4 (mainly used for data inter-pretation.)

The ecological quality class is calculated from the results of the individual modules. If

the module “organic pollution” gives a “high” or “good” quality class, the modules are

combined by the worst case principle, since in these cases both modules are

supposed to give independent results. If the module “organic pollution” give a

“moderate”, “poor” or “bad” quality class, organic pollution is likely to affect the module

“general degradation”, too. In these cases the result of the module “general degrada-

EcologicalQuality Class

reference condition

value

value

value

restoration measures

}taxa list

information aboutorganic pollution

information aboutacidification

information aboutgeneral degradation


reference condition

value

value

value


}taxa list





reference condition

value

value

value


}taxa list



information aboutgeneral degradation value

value

value


}taxa list




35

tion” might be corrected by additional criteria. Afterwards, the end result is calculated

by the worst case principle. 3

Two software products are available for the implementation of the assessment system:

the database ASSESS and a PC-software – “ASTERICS” - based on a platform

developed in the EU-funded project AQEM.

0.2.2 Tools for application

A second focus of the project was on tools for implementing the assessment system

and related the underlying field and lab methods. These tools comprise the web

presentation [http://www.fliessgewaesserbewertung.de], a manual for application and

teaching materials.

The website [http://www.fliessgewaesserbewertung.de] The website fliessgewaesserbewertung.de offers information and discussion

opportunities on river assessment with benthic invertebrates in Germany. It is based

on results and products from recent research projects funded by the German

Environment Agency (UBA) and the Working Group of the Federal States on Water

Problems (LAWA). It covers the main headings “River Assessment”, “Download”,

“Research” and a discussion forum, which aims at collecting questions, suggestions

and critics from the user community as a tool for further improving the system.

The Manual for Application The Manual for Application is composed for applied water management and

summarises main results and consequences from the research projects. It describes

standardised methods for river assessments with benthic invertebrates, covering field

sampling, lab processing and data evaluation. The manual is broken down into the

following chapters:

3 With the exception of the Bavarian delegate (Dr. Folker Fischer) all Federal States appoved this way of combining the modules. Bavaria prefers calculating the mean of the results of both modules., .

36

Aims and Scope I. Introduction

Short version of the river assessment processing chain

Sampling site selection II. Prior to sampling

Selection of river type and sampling season

Applicability range

Sampling gear

Habitat mapping and selection of sampling units

Sampling of deep rivers

Sampling of turbid rivers

Quantifying of modular taxa

Optional procedure: sample processing in the field

Pre-picking

III. Field sampling

Conservation and storing

Lab equipment

Sub-sampling

Fractionising

IV. Lab Processing

Sorting of a subsample

Equipment

Subsampling (optional)

Sorting

V. Alternativ sorting method to be applied in the field

Picking specimens for identification

Selection of sampling reach VI. Sampling very large rivers (types 10 and 20) (from Schöll et al. 2005) Selection of sampling point

37

Sampling frequency

Sampling units and sampling area

Sampling technique

Processing V. Identification Equipment Identification Applying the Operational Taxalist Generating a taxalist

Data input VI. Data input and calculation

Calculation

Example 1 (lowland river) VII. Data interpretation

Example 2 (mountain river) VIII. Further data sources

IX. References

Training materials Training materials cover all steps from sampling site selection to data interpretation.

Power-Point presentations aim at supporting training workshops, thus ensuring a

harmonised quality of training exercises. The training materials have a slightly different

focus than the manual, but both can be used complementary. The Power Point

presentations are broken down into the thematic areas “Preparation”, “Sampling”,

“Sorting”, “Identification”, “Calculation”, and “Interpretation”.

38

1. Einleitung Die amtliche biologische Fließgewässerbewertung in Deutschland erfolgte bislang

vorwiegend anhand des Saprobiensystems (DIN 38 410, Teil 2). Die Bestimmung von

Sauerstoffhaushalt und Saprobie über das Makrozoobenthos gilt als wissenschaftlich

fundierte, stabile Methode, die erheblich zur Meinungsbildung im politischen Raum

und damit zur Verbesserung der Wasserqualität beigetragen hat. Das Saprobien-

system wurde vom nationalen Ausschuss DIN-NAW I 3 UA 5 AK 6 „Biologisch-

ökologische Gewässeruntersuchung“ (Obmann Dr. V. Herbst) hinsichtlich der Anzahl

und Einstufung der Saprobierarten dem Stand der Wissenschaft angepasst und im

F+E-Vorhaben „Leitbildorientierte biologische Fließgewässerbewertung zur Charakteri-

sierung des Sauerstoffhaushaltes“ (FKZ 200 24 227) (Rolauffs et al. 2003) mit

saprobiellen Leitbildern für die Gewässertypen Deutschlands untersetzt. Die Aussage-

kraft des Saprobiensystems bleibt jedoch auf die Indikation von Gewässerbelastungen

mit biologisch abbaubaren, sauerstoffzehrenden Stoffen begrenzt.

Als weitere, allerdings auf abiotischen Bewertungsparametern beruhende Verfahren

zur Fließgewässerbewertung, sind die verschiedenen Systeme der Strukturgütekar-

tierung und -bewertung anzuführen (LAWA 2001). Sie bewerten den morphologischen

Zustand der Fließgewässer und tragen der Tatsache Rechnung, dass in Deutschland

heutzutage nicht mehr die saprobielle Belastung den Haupt-Belastungsfaktor für den

ökologischen Zustand darstellt, sondern der Gewässerausbau, die so genannte

morphologische Degradation.

Mit der am 22.12.2000 in Kraft getretenen EG-Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL) hat

in der Gewässerbewertung und -bewirtschaftung ein neues Kapitel begonnen. Die EG-

WRRL sieht eine integrierte biologische Bewertung des gesamten ökologischen

Zustandes vor. Die Bewertung hat danach über verschiedene biologische Indikatoren

(benthische Wirbellosenfauna, Fische, aquatische Flora) zu erfolgen, sich an

gewässertypspezifischen Leitbildern zu orientieren und die verschiedensten, auf die

Gewässer einwirkenden Einflussgrößen widerzuspiegeln. Ergebnisse direkter

Messungen von Bewertungsparametern (Gewässermorphologie, Physikochemie und

Hydrologie) sind für die Bewertung nur begleitend heranzuziehen. Für die Umsetzung

der EG-WRRL sind somit gänzlich neue Bewertungsverfahren erforderlich.

Da die EG-WRRL handlungsorientiert konzipiert ist – bis 2015 soll der gute ökologi-

sche und gute chemische Gewässerzustand erreicht sein -, sollte das Bewertungsver-

39

fahren über die eigentliche biologische Zustandsbewertung hinaus geeignet sein, aus

dem Bewertungsergebnis Hinweise auf Ursachen eines bestimmten Zustandes zu

geben und Handlungsempfehlungen für das Gewässermanagement abzuleiten. Dies

kann in vielen Fällen durch eine stressorenbezogene Bewertung erfolgen, die in der

Lage ist, die Auswirkungen bestimmter Stör- und Einflussgrößen nachvollziehbar ab-

zubilden. Eine Möglichkeit hierzu ist ein modularer Ansatz, der z. B. die Auswirkungen

saprobieller Degradation und gewässermorphologischer/allgemeiner Degradation

separat erfassen kann und so eine kosten- und nutzeneffiziente Maßnahmenplanung

ermöglicht.

Im Anschluss an die Entwicklung des Bewertungssystems im Rahmen des hier

beschriebenen Projektes sowie der in einem parallel laufenden Forschungsvorhaben

der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA)4 entwickelten Freiland- und Labor-

methoden zur Probenahme kommt der Implementierung der Verfahren in die wasser-

wirtschaftliche Praxis eine sehr große Bedeutung zu. Gerade in der Anfangsphase der

Anwendung neuer Verfahren besteht ein erheblicher Beratungsbedarf und die gezielte

Schulung der Anwender ist essenziell, um später vergleichbare Ergebnisse zum

ökologischen Zustand der Fließgewässer zu erhalten.

Das Projekt lässt sich in drei Bearbeitungsphasen gliedern:

Phase I (04/2002-03/2004): Die Entwicklung eines modular aufgebauten, gewässer-

typspezifischen Bewertungsverfahrens, das die Auswirkungen verschiedener

Stressoren soweit wie möglich differenziert. Die Entwicklungsziele hierfür im Einzelnen

sind:

• Entwicklung und Erprobung eines multimetrischen, modular aufgebauten Bewertungssystems für alle Fließgewässertypen Deutschlands, basierend auf dem Makrozoobenthos;

• Gewässertypspezifische Differenzierungen des Bewertungsverfahrens, basierend auf der Gewässertypen-Tabelle von Pottgiesser & Sommerhäuser (2004);

• Definition der Klassengrenzen für den ökologischen Zustand;

• Entwicklung einer benutzerfreundlichen Bewertungs-Software.

4 „Standardisierung der Erfassungs- und Auswertungsmethoden von Makrozoobenthosuntersuchungen in Fließgewässern“ (O 4.02) (Haase & Sundermann 2004)

40

Phase II (04/2004-12/2004): Die Erarbeitung von Materialien für die Implementierung

des Bewertungsverfahrens sowie der parallel entwickelten Freiland- und Labor-

methoden in die wasserwirtschaftliche Praxis. Die Entwicklungsziele sind:

• Aufbau einer Web-Präsentation, die einen Überblick über den aktuellen Stand der Fließgewässerbewertung auf der Grundlage des Makrozoobenthos gibt und in einem Diskussionsforum die Fragen, Anregungen und Kritik der Nutzer bündelt;

• Verfassen eines methodischen Handbuchs, das für die Anwendung in der Praxis konzipiert ist und die wesentlichen Ergebnisse und Folgerungen aus den Forschungsprojekten zusammenfasst;

• Erarbeitung von Schulungsmaterialien, die eine Einführung in den Ablauf der Bewertung von der Probestellenauswahl über die Probenahme bis hin zur Dateninterpretation ermöglichen.

Phase III (01/2005-03/2006): Die Anpassung und Überarbeitung der noch strittigen

Bereiche der Methoden (Probenahme und –aufbereitung, Bewertung) sowie die

Weiterentwicklung der Website, des methodischen Handbuchs und der Schulungs-

materialien.

Der vorliegende Abschlussbericht stellt den Entwicklungsprozess und die Ergebnisse

aller drei Bearbeitungsphasen des Projektes zusammenfassend dar.

41

2. Phase I des Vorhabens (01.04.2002-31.03.2004): Entwicklung eines modular aufgebauten gewässertyp-spezifischen Bewertungsverfahrens auf der Grundlage des Makrozoobenthos

2.1 Grundlagen

2.1.1 Wissenschaftlicher Hintergrund

Benthische Makroinvertebraten sind, neben den Algen, die Organismengruppe, die am

häufigsten bei Untersuchungen der ökologischen Qualität von Fließgewässern

herangezogen wird (De Pauw & Hawkes 1993, Rosenberg & Resh 1993). Makroin-

vertebraten sind in der Lage, anthropogen bedingte Störungen durch eine veränderte

strukturelle und funktionale Zusammensetzung der Biozönose zu indizieren und

ermöglichen so eine umfassende Bewertung von Fließgewässern. Neben organischer

Verschmutzung von Fließgewässern, die bereits mittels einer Vielzahl biologischer

Kenngrößen bewertet werden kann, können mit Hilfe von Makroinvertebraten

versauerungsbedingter Stress, der Verlust von Habitaten und die Degradation der

Gewässermorphologie indiziert werden. Durch ihre herausragende Eignung als

Indikatororganismen werden die Makroinvertebraten bei der zukünftigen Fließge-

wässerbewertung gemäß den Vorgaben der EG-WRRL eine wichtige Rolle spielen.

2.1.2 Vorarbeiten und Vorläuferprojekte

Mit der Einführung der EG-WRRL wurden mehrere nationale und europäische

Projekte zur biozönotischen Bewertung verschiedener Organismengruppen (Makro-

zoobenthos, Makrophyten/Phytobenthos, Phytoplankton, Fische) durchgeführt. Fünf

dieser Projekte befassten sich mit dem Makrozoobenthos und sind im Folgenden

näher beschrieben.

„Leitbildbezogenes biozönotisches Bewertungsverfahren für Fließgewässer (aquatischer Bereich) in der Bundesrepublik Deutschland – ein erster Beitrag zur integrierten ökologischen Fließgewässerbewertung“ (Auftraggeber: Umwelt-

bundesamt; Bearbeitung: Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg;

Abschluss 30.04.2002)

In dem UBA-Projekt „Leitbildbezogenes biozönotisches Bewertungsverfahren für

Fließgewässer (aquatischer Bereich) in der Bundesrepublik Deutschland“ wurde ein

42

erster Beitrag zur integrierten Fließgewässerbewertung mit dem Makrozoobenthos im

Rahmen der EG-WRRL erarbeitet (Biss et al. 2002). Die entwickelten Bewertungs-

verfahren basieren auf von den Bundesländern bereitgestellten biologischen Daten.

Den ökologischen Zustand leitbildbezogen und typenspezifisch zu bewerten, erwies

sich als außerordentlich schwierig, da mit dem zur Verfügung stehenden Daten-

material keine eindeutige biozönotische Typentrennung möglich war. Vor diesem

Hintergrund sind vier den Anforderungen der EG-WRRL konforme Verfahren kon-

zipiert worden, von denen zwei weitgehend fertig entwickelt und in Testgebieten

erprobt werden konnten. Das Verfahren I basiert auf zonenspezifischen Indices für die

Fließgewässerzonen des Rhithral und Potamal, die zur Bewertung der ökologischen

Qualität mit autökologischen Angaben der Arten in Form von Ökologie-Werten (ECO-

Werte) arbeiten. Zur Bewertung der ökologischen Qualität kamen zwei Algorithmen

zum Einsatz:

• Quadrierung der ECO-Werte, Mittelwertbildung, theoretischer Maximalwert 25 (Rhithron-Typie-Index);

• Berücksichtigung der Häufigkeiten, Berechnung eines gewichteten Mittelwertes analog der Berechnung des Saprobienindex, theoretischer Maximalwert 5 (Benthosindex).

Verfahren II kombiniert den in Verfahren I entwickelten Benthosindex mit dem Sapro-

bienindex und bezieht auf diese Weise die organische Belastung in die ökologische

Zustandsbewertung mit ein.

Beide Verfahren wurden in verschiedenen Naturräumen getestet und ergaben – von

ortskundigen Experten überprüft – plausible Ergebnisse, die bei der Zusammenschau

aller bestimmenden Faktoren dem ökologischen Zustand gerecht werden.

Die Frage nach dem Aufwand biologischer Untersuchungen hinsichtlich des

Bestimmungsniveaus wurde untersucht und dahingehend beantwortet, dass in der

Regel Arten bestimmt werden sollten.

Für die künftige Fließgewässerbewertung in Deutschland wurde als Projektergebnis

ein ökologisch orientiertes indikatives Bewertungsverfahrens empfohlen, bei dem die

saprobielle Belastung in Form eines multimetrischen Index in die Bewertung einfließt.

43

„Leitbildorientierte biologische Fließgewässerbewertung zur Charakterisierung des Sauerstoffhaushalts“ (Auftraggeber: Umweltbundesamt; Bearbeitung: Universi-

tät Essen; Abschluss 30.06.2002)

Ziel des Projektes war es, das deutsche Saprobiensystem auf die Erfordernisse der

EG-WRRL hin zu adaptieren. Die Entwicklungsschritte im Rahmen des Projektes

basierten auf der neuen Fassung des Saprobiensystems, die von dem zuständigen

DIN-Ausschuss erstellt wurde (Norm-Entwurf DIN38410-1, Ausgabe: 2003-06). Diese

neue Fassung enthält unter anderem eine erheblich erweiterte Liste von Indikatorarten

(612 Taxa anstelle von 148 Taxa in der früheren Version).

Im Rahmen dieses Projektes wurde insbesondere eine gewässertypspezifische An-

passung des Saprobiensystems entwickelt. Für 19 der 24 Gewässertypen, die eine

Basis für die Umsetzung der EG-WRRL in Deutschland darstellen, wurden „saprobielle

Leitbilder“ definiert. Damit soll der Tatsache Rechnung getragen werden, dass ein

Saprobienindex von 2,0 einen sauberen Tieflandfluss, aber einen stark belasteten

Alpenfluss indizieren kann.

Basierend auf den gewässertypspezifischen „saprobiellen Leitbildern“ wurden für

jeden Gewässertyp fünf „saprobielle Qualitätsstufen“ entsprechend den Vorgaben der

EG-WRRL definiert. Die Ergebnisse werden durch ein PC-Programm anwendbar

gemacht, dass auf einer Software-Plattform, die in dem EU-Projekt AQEM entwickelt

wurde, basiert (s. u.).

„The Development and Testing of an Integrated Assessment System for the Ecological Quality of Streams and Rivers throughout Europe using Benthic Macroinvertebrates (AQEM)” (Auftraggeber: Europäische Union; Koordination und

Bearbeitung: Universität Essen; Abschluss 28.02.2002)

Das AQEM Bewertungsverfahren, das im Rahmen des gleichnamigen EU-Projektes

entwickelt wurde, ermöglicht eine Bewertung des ökologischen Zustands von Fließge-

wässern anhand des Makrozoobenthos. Grundlegende Ziele des Verfahrens sind:

• Den ökologischen Zustand eines Gewässerabschnitts auf einer 5-stufigen Skala zu bestimmen (Grundlage dieser Bewertung ist eine Taxaliste, die man durch eine standardisierte Makrozoobenthos-Probenahme erhalten hat.);

44

• Informationen über die möglichen Gründe einer Degradation zu erhalten, um Hinweise für notwendige Maßnahmen ableiten zu können.

Das Verfahren ist als ein mögliches Instrument zur Umsetzung der EG-WRRL

konzipiert und folgt somit dem gewässertypspezifischen Ansatz der Richtlinie. Der

AQEM-Ansatz besteht in der Definition eines unveränderlichen Rahmens für die

Freiland- und Laborarbeiten, der aber gewässertypspezifisch und länderspezifisch

ausgefüllt werden kann. Grundlegende Bestandteile dieses Rahmens sind:

• Ein stressorenspezifischer Ansatz: Für jeden Gewässertyp wird der Degradations-faktor untersucht, der den Typ hauptsächlich beeinträchtigt. Bei diesem vorherrschenden Degradationsfaktor kann es sich um Versauerung (beispielsweise in Nord-Schweden), um strukturelle Degradation (z. B. in Mitteleuropa) oder um organische Verschmutzung der Gewässer (vor allem in Süd-Europa) handeln.

• Eine multimetrische Berechnung: Für jeden Gewässertyp wurden die Metrics identifiziert, die den Degradationszustand am besten widerspiegeln. Der Ergebnisse der Einzelmetrics werden zu einem multimetrischen Ergebnis verrechnet.

• Die Umrechnung des multimetrischen Ergebnisses in die 5-stufige Bewertung des ökologischen Zustands: von 5 (high quality) bis 1 (bad quality). Die Zustandsklassen stehen für den Gradienten vom stark degradierten Zustand bis hin zum Referenz- bzw. bestmöglichen Zustand.

Um eine einheitliche Anwendung des AQEM-Verfahrens zu ermöglichen, wurden ein

Handbuch und ein PC-Programm entwickelt. Der wichtigste Schritt der Standardi-

sierung innerhalb des Verfahrens besteht jedoch in der Etablierung einer einheitlichen

Taxaliste und einheitlicher autökologischer Einstufungen der Taxa.

„Ökologische Fließgewässerbewertung auf der Basis des Makrozoobenthos - Weiterentwicklung und Umsetzung gemäß den Zielsetzungen der Wasser-rahmenrichtlinie der EG“ (Auftraggeber: Länderarbeitsgemeinschaft Wasser;

Bearbeitung: Universität Hohenheim; Abschluss Mai 2003)

Im Rahmen des von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) geförderten

Projektes „Ökologische Fließgewässerbewertung auf der Basis des Makrozoobenthos

- Weiterentwicklung und Umsetzung gemäß den Zielsetzungen der Wasserrahmen-

45

richtlinie der EG“ (1999 – 2003) wurden die Grundlagen für die Sammlung von

Makrozoobenthosdaten in einer Datenbank gelegt und ein erstes Bewertungsver-

fahren, der multimetrische „IBI 12“ entwickelt. Nach der Ermittlung von Kandidaten-

metrics im ersten Projektjahr folgten der Test dieser Metrics an ausgewählten

Fließgewässern (unbelastete Referenzstellen versus Stellen mit einer definierten

Belastung) und die Entwicklung eines typunspezifischen IBI 12. Die verbesserte

Version des IBI 12, die im Auswertungsprogramm „Assess“ enthalten ist, verwendet

typspezifische Referenzbedingungen, aber die gleichen zwölf Metrics für alle

Fließgewässertypen.

Bewertungsverfahren der Bundesanstalt für Gewässerkunde: der Potamon-Typie-Index (Schöll & Haybach 2001, Schöll et al. 2005)

Die Bundesanstalt für Gewässerkunde konzipierte ein Bewertungsverfahren für die

großen Flüsse. Die Bewertung eines Gewässerabschnitts erfolgt nicht leitbildorientiert,

also über den Vergleich der Biozönose eines realen Gewässerabschnitts mit dem

biozönotischen Leitbild seines Fließgewässertyps, sondern mit Hilfe einer „offenen“

Positivliste. Diese Liste enthält alle Arten, die gemäß Moog (1995) und Schmedtje &

Colling (1996) ihren Verbreitungsschwerpunkt im Epi- bis Hypopotamal haben.

Von allen hier beschriebenen Projekten bzw. Verfahrensvorschlägen gehen Beiträge

zur Umsetzung der EG-WRRL in Deutschland aus. Kein Projekt alleine ist jedoch in

der Lage, alle Vorgaben der Richtlinie zu erfüllen.

Die Teilleistungen der einzelnen Projekte umfassen z. B. die Erstellung umfangreicher

Datenbanken, der Entwicklung validierter und zum Teil stressorenbezogener Bewer-

tungsverfahren für ausgewählte Gewässertypen oder einfache Ansätze für schwierig

zu bewertende Gewässertypen (Ströme).

Mit diesem Bearbeitungsstand ist keine flächendeckende Bewertung aller Fließge-

wässer Deutschlands möglich. Das hier beschriebene Forschungsvorhaben hat sich

daher zur Aufgabe gesetzt, ein Bewertungsverfahren zu erstellen, das die Vorgaben

der EG-WRRL erfüllt, praxistauglich ist und alle Fließgewässertypen Deutschlands

46

abdeckt. Dabei wurden die bis zum Projektbeginn vorliegenden Ergebnisse aus den

oben genannten Forschungsvorhaben als Grundlage verwendet.

2.2 Entwicklung des Bewertungssystems

Um die ökologische Qualität eines Fließgewässers bewerten zu können ist es not-

wendig, den Einfluss der für den jeweiligen Gewässertyp relevanten Hauptstressoren

zu messen. Das hier vorgestellte Verfahren soll durch einen modularen Aufbau den

Einfluss verschiedener Stressoren integrieren. Ziel der Entwicklung des Bewertungs-

systems war es, aus der Artenliste eines zu bewertenden Gewässers folgende

Informationen extrahieren und leitbildbezogen bewerten zu können:

• Auswirkungen organischer Verschmutzung auf das Makrozoobenthos;

• Auswirkungen von Versauerung in Gewässertypen, die von dieser Problematik betroffen sein können;

• Auswirkungen verschiedener Stressoren, wie der Beeinträchtigung der Gewässermorphologie, der Nutzung im Einzugsgebiet oder dem Eintrag von Pestiziden oder hormonäquivalenten Stoffen.

Dieses letztgenannte Modul wurde in dem hier geschilderten Projekt neu entwickelt;

seine Entwicklung wird im Folgenden zuerst geschildert.

2.2.1 Entwicklung des Moduls „Allgemeine Degradation“

2.2.1.1 Erläuterung des multimetrischen Ansatzes

Ein Multimetrischer Index kombiniert die Ergebnisse verschiedener Einzelindices (z. B.

Diversitätsindices, Individuenanteile an den Ernährungstypen) zu einem Ergebnis.

Durch die Verrechnung mehrerer biozönotischer Kenngrößen miteinander erhält man

ein vollständigeres Bild des ökologischen Zustands eines Gewässerabschnitts als dies

mit einem einzelnen Metric möglich wäre. Ein Multimetrischer Index ist in der Lage, die

Aussagen der enthaltenen Einzelindices, die sich beispielsweise auf Populations- oder

Individuenebene beziehen können, zu integrieren. Die verschiedenen Einzelmetrics

lassen zudem die von der EG-WRRL geforderten Aussagen über die „Zusammen-

setzung und Abundanz der Taxa“, den „Anteil störungsempfindlicher und robuster

Taxa“ sowie den „Grad der Vielfalt“ innerhalb einer Zönose gleichzeitig zu und geben

so Hinweise auf die möglichen Auswirkungen verschiedener Stressoren. Weitere

47

Vorteile liegen in der hohen Stabilität des Bewertungsergebnisses und der Möglichkeit,

das Bewertungssystem individuell an regionale Gegebenheiten anzupassen

(Gewässertypen/ -typengruppen).

2.2.1.2 Datengrundlage

Typologie der deutschen Fließgewässer

Gemäß der EG-WRRL ist die Bewertung des ökologischen Gesamtzustandes eines

Fließgewässerabschnitts auf Grundlage der aquatischen Lebensgemeinschaften

vorzunehmen. Die Bewertung erfolgt über den Vergleich mit typspezifischen Referenz-

bedingungen. Als Grundlage für die Beschreibung dieser Referenzbedingungen muss

zunächst eine Fließgewässertypologie mit biozönotischer Relevanz erarbeitet werden.

Für das Gebiet der Bundesrepublik Deutschland legten Schmedtje et al. (2001) in

einem ´top-down´-Verfahren den Entwurf einer Typologie vor. Das hier vorgestellte

Bewertungssystem basiert auf einer von Sommerhäuser & Pottgiesser (2003) im

Dezember 2003 überarbeiteten Version dieser Typologie (Tabelle 13).

48

Tabelle 13: Kurznamen der biozönotisch bedeutsame Fließgewässertypen Deutschlands Bearbeitungsstand: 15. Dezember 2003, Bearbeitung: M. Sommerhäuser & T. Pottgiesser (auf der Grundlage von Schmedtje et al. 2001), verändert. Ökoregion 4: Alpen, Höhe > 800 m; Ökoregion 9 (und 8): Mittelgebirge und Alpenvorland, Höhe ca. 200 – 800 m und höher; u: Ökoregion unabhängige Typen; Ökoregion 14: Norddeutsches Tiefland, Höhe < 200 m

Längszonierung

Typ / Kurzname

Öko

regi

on

Bac

h

Kl.

Flus

s

Gr.

Flus

s

Stro

m

Typ 1: Fließgewässer der Alpen 4

Typ 2: Fließgewässer des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 3: Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes 9(8)














Typ 15_groß: Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse, >1.000 km² EZG 14






Typ 21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer u



49

Faunistische Daten

Im Rahmen der in Kapitel 2.1.2 geschilderten Vorarbeiten wurden Daten zu ungefähr

5.000 Makrozoobenthosprobenahmen zusammengetragen. Etwa die Hälfte der Probe-

nahmen entsprachen den Vorgaben der DIN 38 410, d. h. einer semiquantitativen

Makrozoobenthos-Besammlung aller vorhandenen Substrate mit einer Abundanz-

schätzung in sieben Klassen. Bei der anderen Hälfte der Probenahmen erfolgte die

Angabe der Abundanz in Individuenzahlen. Diese waren zumeist abgeschätzt, bei

etwa einem Siebtel der Daten aber auch gezählt, weil die Proben entweder nach der

AQEM-Methode (knapp 5 %) oder quantitativ mittels Surber Sampling (8 %) erfasst

worden waren.

Zur besseren Vergleichbarkeit und um auch individuenbasierte Indices berechnen zu

können, wurden die Häufigkeitsklassen zusätzlich in Individuenzahlen umgerechnet,

wobei die Klassenmitte als Zahlenangabe verwendet wurde. Entsprechend wurden zur

Berechnung häufigkeitsklassenbasierter Indices auch die Individuenzahlen zusätzlich

in Abundanzklassen transformiert. Hierfür wurden die Abundanzstufen nach Alf et al.

(1992) verwendet (1 = 1, 2 = 2-20, 3 = 21-40, 4 = 41-80, 5 = 81-160, 6 = 161-320 und

7 = >320). Einige Indices basieren allerdings auch auf anderen Häufigkeitsklassen-

definitionen, die bei deren Berechnung berücksichtigt wurden.

Zusätzlich zu den Artenlisten wurden Angaben zur Größe des Gewässers (Breite,

Tiefe, Quellentfernung, Fläche des Einzugsgebiets), weitere typologisch wichtige

Parameter (z. B. Gewässerlandschaft, Sohlsubstrat, Ökoregion), Angaben zur Belas-

tungssituation (Einleitungen, Verbau etc.) sowie Ortsangaben zusammengetragen.

Ermittlung einheitlicher abiotischer Begleitdaten

Zur Charakterisierung der Probestellen hinsichtlich des Ausmaßes der Degradation

sind abiotische Begleitdaten erforderlich. Um die Degradation der Probestellen „unvor-

eingenommen“ messen zu können, war es notwendig, auf vorhandene abiotische

Daten zurückzugreifen und diese für die Probestellen in einheitlicher Art und Weise zu

ermitteln. Als Datenquellen dienten die Daten zur Gewässerstrukturgüte und die der

Bodennutzung im Einzugsgebiet. Die Gewässerstrukturgüte- und Bodennutzungs-

daten wurden für die Probestellen der zentralen Datenbank, welche bestimmte

50

Qualitätskriterien erfüllen, ermittelt (s. o.). Bei der Ermittlung der Struktur- und

Nutzungsdaten wurde wie folgt vorgegangen:

Daten zur Gewässerstrukturgüte In fünf der 16 deutschen Bundesländer wurden in der Vergangenheit detaillierte Daten

zur Gewässerstrukturgüte erhoben: Bayern (BY), Hessen (HE), Mecklenburg-Vorpom-

mern (MV), Nordrhein-Westfalen (NRW) und Rheinland-Pfalz (RP). Grundlage dieser

Erhebungen ist die Verfahrensbeschreibung der LAWA (2001). Das Verfahren basiert

auf Angaben zu 29 Einzelparametern, von denen einige noch weiter unterteilt sind.

Für einige Probestellen lagen umfangreichere hydromophologische Begleitdaten aus

dem EU-Projekt AQEM vor. In einem „site protocol“ wurden bei jeder Probenahme, die

im Rahmen des Projektes durchgeführt wurde, über 200 Einzelparameter erfasst, die

relevante Informationen zur Probe selbst, zur Probestelle und zum Einzugsgebiet

liefern (AQEM consortium 2002, Hering et al. 2004).

Um die Strukturgütedaten der für die späteren Berechnungen relevanten Gewässerab-

schnitte herausfiltern zu können, wurden ArcView Shapes mit den erforderlichen

Hintergrunddaten angelegt. Die Daten aus jedem Bundesland wurden separat be-

trachtet:

• Als Vorarbeit mussten die Dateien zunächst in das dbf-Format konvertiert und in ArcView in eine Shape-Datei umgewandelt werden. Gegebenenfalls wurden die Shapes noch mit Hilfe eines in ArcView verfügbaren Werkzeugs („Projektor“) auf einen einheitlichen Meridianstreifen umgerechnet.

• Die Shape-Dateien „Untersuchungspunkte“ und „Strukturgütedaten von Land X“ wurden miteinander verschnitten.

• Die neu entstandene Tabelle mit den projektrelevanten Strukturgüteabschnitten enthielt nun die Strukturgütedaten von Land X, den Gewässercode und den Abschnitt in Relation zum Untersuchungspunkt.

• Die Tabelle wurde anschließend als Datei nach Excel bzw. Access exportiert. Für weitere Berechnungen konnte die Excel/Access-Datei entsprechend aufbereitet werden.

51

Die Einzelparameter der Vor-Ort-Kartierung wurden weiterbearbeitet, um die Eigen-

schaften bundesweit einheitlich zu benennen5. Je Parameter wurde eine neue Tabelle

erzeugt, die über Ja/Nein-Felder in Access die jeweilige Ausprägung der Eigenschaft

eindeutig zuordnet. So entstanden aus den Daten aller berücksichtigten Bundes-

länder, die das Vor-Ort-Verfahren angewendet haben, für jeden Parameter Übersichts-

tabellen mit einheitlicher Nomenklatur.

Bodennutzung im Einzugsgebiet Die Ermittlung der Bodennutzung im Einzugsgebiet erfolgt mit Hilfe der „Daten zur

Bodenbedeckung für die BRD“ (Statistisches Bundesamt 1997). Die Tabelle in

Anhang I gibt eine Übersicht über die CORINE-Landnutzungsarten.

Das Umweltbundesamt stellte dem Auftragnehmer das digitale Gewässernetz

Deutschlands und die zugehörigen Teileinzugsgebiete zur Verfügung.

Um die Degradation der Probestellen in Bezug auf die Landnutzung herauszufinden,

wurde für ca. 1730 Probestellen die Flächennutzung im Einzugsgebiet ermittelt. In

ArcView wurde auf Grundlage des UBA-Gewässernetzes zu jeder Probestelle das

zugehörige Einzugsgebiet gezeichnet und die so entstandenen Polygone (= Einzugs-

gebiete) digital mit der Landnutzung verschnitten. Das Ergebnis war eine Tabelle mit

den prozentualen Anteilen unterschiedlicher Flächennutzungen in den Einzugsge-

bieten.

Aufbau und Struktur der Datenbank

Die im Rahmen der in Kapitel 2.1.2 geschilderten Vorarbeiten zusammengetragenen

Daten wurden durch Nacherhebungen im Rahmen des von der LAWA geförderten

Projektes „Validation der Fließgewässertypologie Deutschlands, Ergänzung des

Datenbestandes und Harmonisierung der Bewertungsansätze der verschiedenen

Forschungsprojekte zum Makrozoobenthos zur Umsetzung der Wasserrahmen-

richtlinie (Modul Makrozoobenthos)“ (Haase et al. 2004), durch Erhebungen der

Bundesländer sowie durch die im Laufe dieses Projektes ermittelten abiotischen Daten

(Struktur, Landnutzung) ergänzt. Um eine Rechtsgrundlage für die Nutzung der Daten

auch im Projektverbund zu schaffen, wurde eine Datennutzungsvereinbarung ge-

troffen. 5 Bei der Vor-Ort-Kartierung gibt es trotz LAWA-Verfahrensvorschrift bundeslandspezifische

Abweichungen bei der Benennung einzelner Eigenschaften des zugehörigen Parameters.

52

Die Projekt-Datenbank wurde in Access angelegt. Die Tabellen sind hierarchisch

gegliedert und untereinander verknüpft, so dass man von der Ebene „Gewässer“ auf

die Ebene „Standort“ gelangt, von „Standort“ zu „Probenahme“ und von „Probenahme“

schließlich zur Artenliste. Dabei enthält die Tabelle „Gewässer“ den Gewässernamen

und eine Gewässeridentifikationsnummer, über die sie mit der Tabelle „Standort“

verknüpft ist. Die Tabelle „Standort“ liefert wichtige Informationen zur jeweiligen Unter-

suchungsstelle wie geografische Koordinaten, Lagebeschreibung, Fließgewässertyp

und ähnliches. Über die Standort-ID ist diese Tabelle wiederum mit der Tabelle

„Probenahme“ verknüpft. Das Verzeichnis „Probenahme“ enthält u. a. Angaben zu

Probenahmezeitpunkt und –methode und zum Bearbeiter. Zu jedem einzelnen

Probenahmedatum ist über die Proben-ID in der Tabelle „Arten“ eine Artenliste

verknüpft, die EDV-Nummern, Häufigkeitsangaben und Artnamen wie vom Bearbeiter

geliefert enthält. Eine weitere Tabelle, „Arten bestimmbar“ reduziert diese letztere

Angabe auf die reale Bestimmbarkeit gemäß der „Operationellen Taxaliste“ (Haase &

Sundermann 2004). Beide Tabellen, „Arten“ oder „Arten bestimmbar“ können wahl-

weise als Unterdatenblatt eingefügt werden.

Zusätzlich enthält die Datenbank Tabellen zu chemisch-physikalischen Messwerten

sowie den nachermittelten Daten zur Gewässermorphologie und zur Landnutzung im

Einzugsgebiet. Diese Tabellen sind über die Standort-ID verknüpft und können bei

Bedarf als Unterdatenblatt eingesehen werden.

2.2.1.3 Vorgehen bei den Berechnungen

Filterung der faunistischen Datensätze

Heterogene Daten können klare Aussagen hinsichtlich unterschiedlicher ökologischer

Fragestellungen verschleiern. Daher ist es unerlässlich durch eine geeignete Auswahl

vergleichbare Bedingungen zu schaffen und die für die jeweilige Fragestellungen am

besten geeigneten Daten herauszufiltern.

Aus den zu Projektbeginn in der Datenbank vorhandenen Daten wurden die am

besten geeigneten Datensätze zunächst mittels der folgenden Kriterien für die

vorrangige Nacherhebung weiterer Begleitdaten vorausgewählt:

a) Einzugsgebietsgröße > 10 km2, um den Schwerpunkt auf Gewässer zu legen, die

gemäß EG-WRRL relevant sind; b) Probenahmen mit erfasster Individuenzahl, um

eine höhere Aussageschärfe zu erhalten; c) Probenahmen, bei denen alle Teilhabitate

53

erfasst wurden, d. h. keine Surber- oder Freeze-Core-Proben; d) Probenahmen, bei

denen nicht nur die Taxa der DIN 38 410 erfasst wurden, um eingeschränkte

taxonomische Informationen zu vermeiden und e) das Vorhandensein von Begleit-

daten, die eine Vorabschätzung des Belastungsgrades und des Gewässertyps

erlaubten, um sowohl unbelastete als auch unterschiedlich stark belastete Gewässer

eines jeden Typs für die typspezifische Entwicklung des Bewertungsverfahrens

vertreten zu haben.

Hieraus resultierten rund 3.000 Probenahmen.

Im Verlauf der weiteren Arbeiten wurden jedoch auch einige zunächst ausge-

schlossene Datensätze in die Analysen aufgenommen, beispielsweise Probestellen

mit einem Einzugsgebiet < 10 km2, wenn es der Mangel an Referenzgewässern für

einen Gewässertyp erforderte.

Nach Abschluss der Erhebung von Begleitdaten wurden die Datensätze für die

endgültigen Analysen ausgewählt. Grundvoraussetzung war das Vorhandensein von

Belastungsinformationen als Eichgröße für die Kandidatenmetrics. Darüber hinaus

standen die Datenqualität und die Eignung der Daten im Vordergrund:

• Die Mindestvoraussetzung von 10 Taxa und 150 Individuen sollte sicherstellen, dass keine unzureichend beprobten oder ungenügend bestimmten Datensätze in die Analysen eingehen. Nur in Ausnahmefällen, in denen sicher war, dass weniger als 10 Taxa auf sehr starke Belastung zurückzuführen waren, wurden die entsprechenden Artenlisten in die Analysen einbezogen.

• Für Bäche wurden nur Frühjahrsproben (März bis Mai) berücksichtigt, für Flüsse und Ströme Sommerdaten (Juni bis August). Wenn danach pro Typ nicht mehr ausreichend viele Probenahmen zur Verfügung standen (< 15 Probenahmen oder < 5 beprobte Standorte), wurden zunächst auch Juniproben zum Frühjahr bzw. Maiproben zum Sommer hinzugerechnet und in besonderen Ausnahmefällen noch weitere Probenahmezeitpunkte.

• Der bewertete Saprobienindex sollte nicht schlechter als gut sein, da die Saprobie in einem anderen Modul erfasst wird und folglich bei der Erfassung der „Allgemeinen Degradation“ im Hintergrund stehen soll.

54

Taxonomische Harmonisierung

Unterschiede in der Bestimmungstiefe von Artenlisten sowie Fehler in der Bestimmung

nicht sicher zu bestimmender Taxa wirken sich auf viele Bewertungsparameter aus.

Daher wurden die Taxalisten einer Harmonisierung unterzogen, bei der „zu weit“

bestimmte Taxa auf das sicher zu bestimmende taxonomische Niveau gemäß der

Operationellen Taxaliste zurückgeführt wurden. Die verwendete Taxaliste basierte auf

einer Vorläuferversion von Haase & Sundermann (2004).

Praktisch wurden alle Taxa, die gemäß der Liste als nicht sicher bestimmbar galten, in

das nächste sicher zu bestimmende Taxon umbenannt. Anschließend wurden

identische Taxa aufaddiert. So geht beispielsweise die Steinfliege Isoperla, die in

vielen Probenahmeprotokollen bis zur Art bestimmt wurde, laut Operationeller

Taxaliste aber larval nur auf Genusebene eindeutig determinierbar ist, in die

Berechnung von Indices nur mit den autökologischen Angaben zu „Isoperla sp.“.

Metricberechnung

Aus der zentralen Datenbank wurden nach fest definierten Kriterien (vgl. Kapitel

2.2.1.3, „Filterung der faunistischen Datensätze“) Datensätze ausgewählt, die für die

Berechnungen im Rahmen der Verfahrensentwicklung eine hinreichende Qualität

aufweisen.

Für jeden dieser Datensätze wurden mit der AQEM-Softare (Hering et al. 2004) und

der Datenbank „ASSESS“ (Rawer-Jost et al. 2004) zahlreiche Metrics berechnet. Die

daraus resultierenden, sehr langen Metric-Listen wurden um die Metrics reduziert, die

ausdrücklich zur Indikation der organischen Verschmutzung entwickelt wurden oder

die Taxagruppen betreffen, die nur in sehr wenigen Probenahmen vertreten sind (z. B.

„Anzahl Planipennia“). Jeder Metric wurde einer von vier Metric-Typen zugeordnet:

Zusammensetzung und Abundanz („composition/ abundance measures“), Vielfalt und

Diversität („richness/ diversity measures“), Toleranz („tolerance/ intolerance

measures“) und Funktionale Metrics („functional measures“). Diese Einteilung ent-

spricht den Vorgaben der EG-WRRL und ermöglicht eine Gruppierung der Metrics

gemäß ihrer ökologischen Aussagequalität. Metrics, die nur für einen bestimmten

Gewässertyp oder eine Typengruppe entwickelt worden sind, wurden auch nur hierfür

verwendet (z. B. „Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5“ wurde nur für die Bewertung

von Mittelgebirgsbächen herangezogen).

55

Für jede Taxaliste ergab sich eine Liste mit bis zu 79 Metric-Ergebnissen.

Tabelle 14: Metric-Gruppenliste Metric-Typ: Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet. Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics

Metric-Name Metric-Typ Referenz Diversitätsindices Diversität (Margalef Index) V/D Margalef (1984) Diversität (Simpson-Index) V/D Simpson (1949) Diversität (Shannon-Wiener-Index) V/D Shannon & Weaver (1949) (Längs-)Zonierung Crenal [%] (Ind.) F Hypocrenal [%] (Ind.) F Epirhithral [%] (Ind.) F Metarhithral [%] (Ind.) F Hyporhithral [%] (Ind.) F Epipotamal [%] (Ind.) F Metapotamal [%] (Ind.) F Hypopotamal [%] (Ind.) F Litoral [%] (Ind.) F Crenal gesamt [%] (Ind.) F Rhithral gesamt [%] (Ind.) F Potamal gesamt [%] (Ind.) F

Moog et al. (1995); Schmedtje & Colling (1996); Hering et al. (2004)

Potamon-Typie-Index (Ind.) T Schöll & Haybach (2001) Rhithron-Typie-Index (Ind.) T Biss et al. (2002) Strömungspräferenzen limnobiont [%] (Ind.) F limnophil [%] (Ind.) F limno- bis rheophil [%] (Ind.) F rheo- bis limnophil [%] (Ind.) F rheophil [%] (Ind.) F rheophil [%] (HK) F rheobiont [%] (Ind.) F rheobiont [%] (HK) F Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.) F Anteil Strömungsindifferente [%] (HK) F

Schmedtje & Colling (1996); Hering et al. (2004)

Rheoindex nach Banning (Ind.) F Rheoindex nach Banning (HK) F Strömungspräferenzindex (modifizierter Rheoindex) (Ind.) F Strömungspräferenzindex (modifizierter Rheoindex) (HK) F

Banning (1998)

Mikrohabitatpräferenzen Pelal [%] (Ind.) F Psammal [%] (Ind.) F Akal [%] (Ind.) F Akal [%] (HK) F Lithal [%] (Ind.) F Lithal [%] (HK) F Phytal [%] (Ind.) F POM (partikuläres organisches Material) [%] (Ind.) F


Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] F Braukmann (1997)

56

Metric-Name Metric-Typ Referenz Ernährungstypen Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.) F Zerkleinerer [%] (Ind.) F Sammler [%] (Ind.) F Aktive Filtrierer [%] (Ind.) F Passive Filtrierer [%] (Ind.) F Räuber [%] (Ind.) F


RETI (Ind.) F Schweder (1992); Podraza et al. (2000)

Fortbewegungstypen

(Semi)sessil [%] (HK) F Schmedtje & Colling (1996); Hering et al. (2004)

Deutscher Fauna-Index Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 T Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 T Fauna-Index organische Bäche Typ 11 T Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 T Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 T

Lorenz et al. (2004a)

Relativer Anteil taxonomischer Gruppen Gastropoda [%] (Ind.) Z/A Hirudinea [%] (Ind.) Z/A Crustacea [%] (Ind.) Z/A Plecoptera [%] (Ind.) Z/A Trichoptera [%] (Ind.) Z/A Coleoptera [%] (Ind.) Z/A EPT-Taxa [%] (Ind.) Z/A EPT-Taxa [%] (HK) Z/A EPTCBO-Taxa [%] (Ind.) Z/A Taxazahl # Hirudinea V/D # Crustacea V/D # Ephemeroptera V/D # Plecoptera V/D # Trichoptera V/D # Coleoptera V/D # EPT-Taxa V/D # Chironomidae V/D # EPTCBO (Ephemeroptera, Plectoptera, Trichoptera, Coleoptera, Bivalvia, Odonata) V

Sonstige Benthosindex Rhithral und Potamal T Benthosindex Rhithral T Benthosindex Potamal T

Biss et al. (2002)

PSM-Index nach Liess T Liess et al. (2001) Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) T Anteil Xenosaprobe [%] (HK) T Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) T Anteil Oligosaprobe [%] (HK) T

Zelinka & Marvan (1961); Moog et al. (1995)

57

Auswahl geeigneter Nutzungs- und Strukturparameter

Die Bewertung des Grades der Degradation auf das Makrozoobenthos erfordert die

Identifizierung sowohl der Art (unter anderem Hydrologie, Morphologie, Landnutzung)

als auch der Schwere der hydromorphologischen Überformung. Die Entwicklung eines

Bewertungssystems erfordert darüber hinaus die Spannweite der Ausprägung der

Einflussfaktoren zu ermitteln. Nur wenn ein Datensatz möglichst das gesamte

Spektrum der hydromorphologischen Ausprägung – von naturnah bis stark degradiert

– abdeckt, ist eine Analyse des Einflusses der Degradation auf die Wirbellosenfauna

möglich und sinnvoll. Im Idealfall lässt sich der Einfluss der Degradation entlang eines

Gradienten erkennen. Dies gilt ebenso für die Bewertung des Einflusses anderer

Umweltfaktoren.

Nutzung Für die weiteren Auswertungen im Rahmen der Verfahrensentwicklung musste die

Vielzahl an Landnutzungsparametern so reduziert werden, dass nur die Parameter

übrig blieben, die geeignet sind, die Degradation der Probestelle oder des Einzugsge-

bietes zu indizieren. Folgende Kriterien wurden der Auswahl der Parameter zugrunde

gelegt:

• Der Parameter muss innerhalb des Datensatzes einen Gradienten aufweisen.

• Zwischen dem Parameter und der Makrozoobenthoszönose muss ein zumindest theoretisch begründbarer Zusammenhang bestehen.

Parameter, die das erste Kriterium erfüllen wurden mittels NMS („Non-metric Multi-

dimensional Scaling“) unter Anwendung des Programms PCOrd 4.2 (McCune &

Mefford 1999) identifiziert. Für diese Analysen wurden die einzelnen Fließgewässer-

typen zu Typengruppen zusammengefasst, basierend auf ihrer Lage in einem

bestimmten Naturraum bzw. ähnlichen geomorphologischen, hydrologischen und

physikalischen Eigenschaften. Für jede dieser Typengruppen wurde die Analyse

separat durchgeführt. Die statistische Analyse der Nutzungsdaten bezog sich auf

„Ebene 2“ und „Ebene 3“ der CORINE-Landcover Nomenklatur (vgl. Anhang I, Tabelle

1).

Die Identifikation für die NMS geeigneter Nutzungsvariablen erfolgte mit Hilfe der

grafischen Darstellung in so genannten „Box-Whisker-Plots“. Eine Variable wurde

ausgewählt, wenn die Box selber mindestens 5 % Nutzungsanteil umfasste, die

58

Interquartilspannweite demnach mindestens 5 % betrug oder die gesamte Spannweite

(min.-max.) 10 % Nutzungsanteil überstieg. Lagen nur Ausreißer oberhalb der 10 %-

Grenze, wurde eine Nutzungsart dann berücksichtigt, wenn die Ausreißer die Spann-

weite bis zum Maximalwert mit mehr als 10 Werten kontinuierlich abdeckten.

Nach der Identifizierung geeigneter Variablen wurden diese mittels NMS dahingehend

untersucht, ob die Datensätze einem Gradienten entlang der Nutzungsarten folgen

oder ob sie ohne erkennbare Ordnung streuen. Die Analysen ergaben, dass vier

Nutzungsarten(gruppen) für alle Typen geeignet sind, einen Degradationsgradienten

zu beschreiben und somit für die Berechnungen verwendet werden konnten (siehe

Tabelle 15).

Tabelle 15: Landnutzungsparameter, die den stärksten Gradienten innerhalb des Datensatzes zeigen (getrennt für die jeweiligen Typengruppen). Die Daten basieren auf NMS Analysen der Landnutzungsdaten im Einzugsgebiet; der Korrelationskoeffizient nach Pearson ist für die Parameter angegeben, die die stärksten Korrelationen mit der ersten und zweiten Achse der NMS aufweisen. n = Anzahl der Datensätze für eine Typengruppe. Kursive Zahlen: Korrelationskoeffizienten mit der dritten Achse (diese wurden dann angegeben, wenn sie stärker sind als die mit der zweiten Achse)

Gewässertyp-Nummer 2, 3

5, 5.1

9, 9.1, 9.2

14, 16

15, 17

n 36 420 240 91 101 1.1 (Siedlungsflächen) 1. Achse -0,4 -0,45 0,23 -0,15 -0,23 2. Achse -0,4 0,37 -0,65 -0,23 -0,36 2.1 (Ackerflächen) 1. Achse -0,9 -0,48 0,89 0,48 0,61 2. Achse -0,2 0,83 -0,81 -0,8 -0,82 2.3 (Grünland) 1. Achse 0,16 -0,55 -0,82 -0,97 -0,89 2. Achse 0,95 -0,74 0,47 0,18 -0,03 3.1 (Wälder) 1. Achse 0,71 0,88 -0,43 0,41 0,06 2. Achse -0,7 0,56 0,93 -0,92 -0,97

Zusätzlich zu den vier Einzelvariablen wurde für die späteren Analysen ein Nutzungs-

index wie folgt berechnet:

NI = 4x Anteil „Siedlungsflächen“ + 2x Anteil „Ackerflächen“ + Anteil „Grünland“

Je höher der Wert des Nutzungsindex, desto stärker der Einfluss der städtisch und

landwirtschaftlich geprägten Flächen auf die Probestelle.

59

Gewässerstruktur Ähnlich wie für die Nutzungsvariablen wurden auch die Parameter der Gewässer-

strukturgütekartierung sowie die Parameter aus dem AQEM site protocol einer

multivariaten Analyse unterzogen. Hier galt es zunächst auch, den Gesamtdatensatz

dahingehend zu überprüfen, ob die einzelnen Probestellen sich entlang eines

hydromorphologischen Gradienten anordnen. In einem weiteren Schritt wurden dann

diejenigen Einzelparameter (GSG „Vor-Ort“) bzw. hydromorphologischen Variablen

(„AQEM site protocol“) herausgefiltert, die eine hohe Korrelation mit dem hydro-

morphologischen Gradienten zeigten. Waren hydromorphologische Parameter nicht

mit einem Gradienten korreliert oder ließ sich kein hydromorphologischer Gradient

ermitteln, war dies ein Hinweis darauf, dass eine weitere Analyse (Korrelation mit

biozönotischen Metrics) mit dem vorliegenden Datensatz keine interpretierbaren

Ergebnisse liefern würde.

Die Analyse der Daten der „Vor-Ort“-Gewässerstrukturgütekartierung ergab für die

Gewässertypen des Mittelgebirges jeweils sehr ähnliche Strukturparameter, die für die

Korrelationsanalysen mit den Metrics geeignet sind. Die Bearbeiter haben sich

daraufhin verständigt, ein gemeinsames „Set“ an Parametern für alle Mittelgebirgs-

typen zu verwenden (Tabelle 16).

60

Tabelle 16: Mittelgebirgsbäche und -flüsse: hydromorphologische Parameter, die den stärksten Gradienten innerhalb des Datensatzes zeigen (getrennt für die jeweiligen Typengruppen, basierend auf der Verfahrensbeschreibung der LAWA). Die Daten basieren auf NMS Analysen der hydromorphologischen Parameter; der Korrelationskoeffizient nach Pearson ist für die Parameter angegeben, die die stärksten Korrelationen mit der ersten und zweiten Achse der NMS aufweisen. n = Anzahl der Datensätze für eine Typengruppe. Kursive Zahlen: Korrelationskoeffizienten mit der dritten Achse (diese wurden dann angegeben, wenn sie stärker sind als die mit der zweiten Achse)

Gewässertyp-Nummer

5, 5.1

6, 7

9, 9.1, 9.2

n 163 22 70 1. Axis -0,62 0,02 0,25 Laufform 2. Axis -0,10 0,67 -0,51 1. Axis 0,66 0,41 0,66 Längsbänke 2. Axis -0,11 -0,67 -0,39 1. Axis 0,68 -0,21 0,51 Besondere Laufstrukturen (z. B.

Laufweitung/-gabelung/-verengung, Sturzbaum, Treibholzansammlung)

2. Axis 0,05 -0,68 -0,42

1. Axis 0,84 -0,34 0,79 Tiefenvarianz 2. Axis -0,13 -0,79 -0,34 1. Axis 0,79 0,04 Querbänke 2. Axis -0,20 -0,76 1. Axis 0,66 0,12 0,71 Strömungsdiversität 2. Axis -0,22 -0,79 -0,30 1. Axis -0,52 -0,33 Profiltyp: Trapez, Doppeltrapez 2. Axis 0,24 -0,63 1. Axis -0,55 -0,12 -0,58 Profiltiefe 2. Axis 0,17 0,56 0,41 1. Axis 0,69 0,22 0,42 Breitenvarianz 2. Axis -0,16 -0,84 -0,53 1. Axis 0,79 -0,25 0,61 Substratdiversität 2. Axis -0,12 -0,69 -0,54 1. Axis 0,85 -0,39 0,86 Besondere Sohlstrukturen (z. B.

Schnellen, Stillwasserpools, Totholz) 2. Axis 0,00 -0,53 -0,44 1. Axis -0,15 Uferverbau: Steinschüttung/Steinwurf 2. Axis -0,60 1. Axis 0,84 0,02 0,51 Besondere Uferstrukturen (z. B.

Prallbaum, Holzansammlung) 2. Axis -0,20 -0,75 -0,68

Die Analyse der Typengruppen des Tieflandes ergab im Unterschied zum

Mittelgebirge kein einheitliches „Set“ an Parametern für alle Typen; hier muss wie folgt

zwischen den Typengruppen unterschieden werden (Tabelle 17).

61

Tabelle 17: Tieflandbäche und -flüsse: hydromorphologische Parameter, die den stärksten Gradienten innerhalb des Datensatzes zeigen (getrennt für die jeweiligen Typengruppen, basierend auf der Verfahrensbeschreibung der LAWA). Die Daten basieren auf NMS Analysen der hydromorphologischen Parameter; der Korrelationskoeffizient nach Pearson ist für die Parameter angegeben, die die stärksten Korrelationen mit der ersten und zweiten Achse der NMS aufweisen. n = Anzahl der Datensätze für eine Typengruppe. Kursive Zahlen: Korrelationskoeffizienten mit der dritten Achse (diese wurden dann angegeben, wenn sie stärker sind als die mit der zweiten Achse)

Gewässertyp-Nummer 11,

19

12, 15, 17

14, 16

n 21 29 15 1. Axis 0,90 Gewässerlage: freie Landschaft 2. Axis -0,17 1. Axis 0,58 -0,29 -0,74 Laufform 2. Axis 0,09 -0,54 -0,59 1. Axis -0,46 0,81 Längsbänke 2. Axis -0,61 0,51 1. Axis -0,70 -0,09 0,82 Besondere Laufstrukturen (z. B. Laufweitung/-

gabelung/-verengung, Sturzbaum, Treibholzansammlung)

2. Axis -0,50 0,82 0,84

1. Axis 0,26 Rückstau 2. Axis 0,53 1. Axis 0,78 Querbänke 2. Axis 0,68 1. Axis -0,62 Querbauwerke 2. Axis -0,03 1. Axis -0,01 0,44 Strömungsdiversität 2. Axis 0,76 0,73 1. Axis 0,73 0,23 -0,81 Profiltyp: Trapez, Doppeltrapez 2. Axis -0,02 -0,53 -0,38 1. Axis -0,51 Profiltiefe 2. Axis -0,47 1. Axis 0,71 Breitenvarianz 2. Axis 0,84 1. Axis -0,73 Sohlenverbau: Steinschüttung 2. Axis -0,28 1. Axis -0,57 0,28 0,72 Substratdiversität 2. Axis -0,40 0,71 0,74 1. Axis -0,65 0,25 0,76 Besondere Sohlstrukturen (z. B. Schnellen,

Stillwasserpools, Totholz) 2. Axis -0,54 0,89 0,89 1. Axis -0,60 0,91 Uferbewuchs 2. Axis -0,20 -0,09 1. Axis 0,39 Uferbewuchs: Verbau 2. Axis -0,64 1. Axis 0,64 Uferverbau: Steinschüttung/Steinwurf 2. Axis 0,06 1. Axis -0,66 0,08 Besondere Uferstrukturen (z. B. Prallbaum,

Holzansammlung) 2. Axis 0,73 0,90

62

Ähnlich wie die Nutzungsvariablen zu einem Index verrechnet wurden, wurde auch

aus den hydromorphologischen Parametern der „Vor-Ort“-Kartierung ein Strukturindex

abgeleitet. Analog zur Verfahrensbeschreibung der LAWA (2001) erhielt jede

Ausprägung eines für eine bestimmte Typengruppe identifizierten Parameters einen

Wert zwischen 1 (natürlicher Zustand) und 7 (völlig überformter Zustand) zugeordnet.

Für die Parameter, die gemäß der Verfahrensbeschreibung einer Gruppe (z. B.

Laufentwicklung) zugeordnet sind wurde jeweils der Mittelwert berechnet. Die so

errechneten Mittelwerte wurden abschließend zum (typgruppenspezifischen) Struktur-

index verrechnet. Dieser Strukturindex wurde gemäß der Einteilung der EG-WRRL wie

folgt in fünf Klassen überführt: <2,51 = high, <3,51 = good, <4,51 = moderate, <5,51 =

poor, >=5,51 = bad.

63

Die Analyse der Parameter aus dem AQEM site protocol ergab für die Typen(gruppen)

5, 9 sowie 14+15 leicht unterschiedliche „Sets“ an Parametern (Tabelle 18).

Tabelle 18: Ausgewählte Mittelgebirgs- und Tieflandbäche und -flüsse: hydromorphologische Parameter, die den stärksten Gradienten innerhalb des Datensatzes zeigen (getrennt für die jeweiligen Typen/Typengruppen, basierend auf dem AQEM site protocol). Die Daten basieren auf NMS Analysen der hydromorphologischen Parameter; der Korrelationskoeffizient nach Pearson ist für die Parameter angegeben, die die stärksten Korrelationen mit der ersten und zweiten Achse der NMS aufweisen. n = Anzahl der Datensätze für eine Typengruppe. Kursive Zahlen: Korrelationskoeffizienten mit der dritten Achse (diese wurden dann angegeben, wenn sie stärker sind als die mit der zweiten Achse)

Gewässertyp-Nummer 5 9 14, 15 n 57 40 77

1. Axis -0,00 Totholz-Räumung 2. Axis -0,74 1. Axis -0,09 -0,54 -0,75 Beschattung [%] 2. Axis 0,66 -0,03 0,12 1. Axis 0,04 -0,65 -0,54 Anzahl Totholzdämme 2. Axis 0,64 -0,06 0,44 1. Axis -0,14 -0,56 -0,70 Anzahl Holzstämme 2. Axis 0,50 0,13 0,59 1. Axis 0,14 -0,73 Uferbefestigung: keine Uferbefestigung [%] 2. Axis 0,82 0,16 1. Axis 0,33 Uferbefestigung: Beton [%] 2. Axis 0,50 1. Axis -0,45 Eintiefung [m] 2. Axis -0,81 1. Axis -0,23 Punktuelle Einleitungen 2. Axis -0,75 1. Axis 0,03 -0,76 Xylal [%] 2. Axis 0,65 0,09 1. Axis 0,11 -0,36 FPOM [%] 2. Axis 0,39 -0,33 1. Axis 0,55 Seen im Längsverlauf 2. Axis 0,65 1. Axis -0,50 -0,57 CPOM [%] 2. Axis -0,11 -0,03 1. Axis -0,58 Anzahl organische Substrate 2. Axis 0,17 1. Axis 0,60 Deiche stromabwärts 2. Axis 0,07

64

Korrelationsanalysen und die Identifikation der Kandidatenmetrics

Die Auswahl der Kandidatenmetrics, also solcher Metrics, die sich für die Bewertung

eines Gewässertyps gut eignen, erfolgte nach einem klar definierten Verfahren und ist

somit in jedem Einzelfall nachvollziehbar und nachrechenbar. Getrennt für jeden

Gewässertyp wurden folgende Schritte vorgenommen:

• Berechnung der in der Gruppenliste aufgeführten Metrics für jede Artenliste, die für den Gewässertyp vorliegt (vgl. Kapitel 2.2.1.3, „Metricberechnung“).

• Durchführung von Korrelationsanalysen zwischen den Nutzungsparametern, dem Nutzungsindex und den Strukturparametern als unabhängige Variable (vgl. Kapitel 2.2.1.3, „Auswahl geeigneter Nutzungs- und Strukturparameter“) und den Metric-Ergebnissen als abhängige Variable (Spearman-Rangkorrelation; durchgeführt mit den Programmen STATISTICA, XLStat oder SPSS). Jeder der Parameter wurde einzeln mit dem Ergebnis jedes Metrics korreliert, jeweils für alle Probestellen des Gewässertyps für den die entsprechenden Nutzungs- und Strukturdaten vorliegen. Die Korrelationsanalysen zwischen Metric-Ergebnissen und Landnutzung (vier Landnutzungsparameter) konnten somit für jeden Gewässertyp durchgeführt werden, bei den Korrelationsanalysen zwischen Metric-Ergebnissen und Gewässerstruktur gab es hingegen je nach Datenlage Abweichungen; prinzipiell waren zwei Analyseformen möglich:

o Metricergebnisse und Strukturparameter aus dem AQEM site protocol (bis zu neun hydromorphologische Parameter);

o Metricergebnisse und Strukturparameter aus der Gewässerstrukturgüte (GSG) „Vor-Ort“-Kartierung (bis zu elf hydromorphologische Parameter).

• Die Korrelationsanalysen der Metric-Ergebnisse mit den zwei Formen der Struktur-daten wurden grundsätzlich getrennt durchgeführt (d. h., es wurden z. B. keine „Vor-Ort“ Daten und AQEM site protocol-Daten vermischt). Die Analysen wurden dann durchgeführt, wenn für eine Form der Strukturdaten Angaben zu mindestens zehn Probestellen vorlagen.

• Jede Analyse wurde dokumentiert, indem die Filterkriterien für die Datensätze und die Probenummern aller Artenlisten, die in die Analyse eingingen festgehalten wurden. Das Produkt der Korrelationsanalysen, einzeln für jeden der 18 Gewässer-typen durchgeführt, sind ungefähr 20.000 Einzelergebnisse.

65

• Aus dieser Vielzahl an Einzelergebnissen wurde eine Übersicht erstellt, die die Metrics enthält, die je Gewässertyp am besten mit den Nutzungsvariablen korrelieren. Hieraus wurden für jede Metric-Gruppe („Zusammensetzung/-Abundanz“, „Vielfalt/Diversität“, „Toleranz“, „Funktionale Metrics“) die drei Metrics ausgewählt, die am besten mit einem Landnutzungsparameter korrelieren. Mit Hilfe derselben Arbeitsschritte wurden auch die Korrelationskoeffizienten der hydromorphologischen Parameter weiterbearbeitet. Die Ergebnisse dieser ersten Auswertung sind in Tabelle 19, Tabelle 20 und Tabelle 21 zusammengefasst.

• Die 18 Fließgewässertypen, für die die Korrelationsanalysen durchgeführt worden sind, wurden wie folgt zu Typengruppen zusammengefasst: Bäche und Flüsse der Alpen (Gewässertyp 1), Bäche und Flüsse des Alpenvorlandes (Typen 2-4), Mittelgebirgsbäche (Typen 5-7), Mittelgebirgsflüsse (Typen 9-9.2), organisch geprägte Tieflandbäche und –flüsse (Typen 11 und 12), mineralisch geprägte Tieflandbäche und –flüsse (Typen 14-19).

• Die Ergebnisse der einzelnen Korrelationsanalysen innerhalb einer Typengruppe bildeten die Grundlage für die Auswahl der Kandidatenmetrics. Von den Metrics wurden jeweils die ausgewählt, die (1) die höchsten Korrelationen mit einem Struktur- bzw. Nutzungsparametern bei der Mehrzahl der Typen einer Typengruppe zeigten, die (2) eine signifikante Korrelation mit Struktur- bzw. Nutzungsparametern zeigten und die (3) bei der graphischen Analyse des Korrelationsdiagrammes eine deutlich steigende oder fallende Tendenz mit der Degradation erkennen ließen (vgl. Abbildung 5).

• Die Kandidatenmetrics umfassen grundsätzlich mindestens je einen Metric einer der vier Hauptgruppen („Zusammensetzung und Abundanz“, „Vielfalt und Diversität“, „Toleranz“, „funktionale Metrics“). Die Ergebnisse dieses letzten Auswahlschrittes gibt Tabelle 22 wieder.

Abbildung 5: Beispiel für Korrelationsanalysen – Gewässertyp 15 (Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse).

Siedlung [%]

Anz

ahl T

axa

Tric

hopt

era

0

4

8

12

16

20

0 2 4 6 8 10

Siedlung [%]

Ger

man

Fau

na In

dex

Typ

15

-1,8

-1,2

-0,6

0,0

0,6

1,2

1,8

0 2 4 6 8 10

66

Tabelle 19 (folgende Seiten): Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Landnutzungsparametern korrelieren (Spearman Rangkorrelationskoeffizienten) r = Korrelationskoeffizient, Pa = Landnutzungsparameter, A = Ackerflächen/Dauerkulturen (arable land), F = Wälder (forest), P = Weide (pasture), U = Siedlungsflächen (urban areas), I = Nutzungsindex, Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet.

Typ

2

Typ

3

Typ

4

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

16

Typ

17

Typ

19

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa Zusammensetzung/-Abundanz

Hirudinea [%] (Ind.) 0,64 F 0,82 A 0,55 F 0,25 P 0,44 A 0,40 P 0,39 F 0,41 F

Crustacea [%] (Ind.) 0,50 A 0,75 A 0,45 A 0,50 F 0,30 U 0,31 P

Ephemeroptera [%] (Ind.) 0,73 A 0,29 F 0,87 U 0,80 P 0,41 U

Plecoptera [%] (Ind.) 0,82 A 0,44 U 0,73 A 0,61 F 0,52 P 0,59 A 0,42 F 0,60 A 0,72 F

Trichoptera [%] (Ind.) 0,51 U 0,43 U 0,62 P 0,37 U 0,47 U 0,80 U 0,40 U

Coleoptera [%] (Ind.) 0,56 A

EPT-Taxa [%] (HK) 0,45 U 0,75 I 0,54 A 0,50 F 0,46 F 0,50 F 0,43 U 0,69 P 0,40 U 0,51 U 0,76 U

EPTCBO-Taxa [%] (Ind.) 0,46 F 0,39 F 0,48 U 0,74 U 0,35 U

Vielfalt/Diversität

# Hirudinea 0,86 A 0,54 F 0,46 U 0,46 F 0,39 F

# Crustacea 0,73 I 0,54 U 0,38 A 0,42 U 0,76 A

# Ephemeroptera 0,70 A 0,87 U 0,85 P

# Plecoptera 0,83 A 0,56 I 0,78 I 0,52 A 0,33 P 0,61 A 0,49 F 0,70 P 0,68 U 0,38 F 0,77 F

# Trichoptera 0,36 I 0,58 U 0,38 F 0,65 U 0,67 U

# Coleoptera 0,68 A 0,40 U

# EPT-Taxa 0,34 I 0,58 A 0,42 F 0,51 U 0,44 F

# EPTCBO 0,44 A 0,58 A 0,42 F 0,32 U 0,51 U 0,63 U

Margalef Index 0,55 U 0,61 U

Simpson-Index 0,56 U 0,48 U 0,43 U 0,69 U

Shannon-Wiener-Index 0,52 U 0,46 U 0,46 U 0,42 P 0,69 U

Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 0,59 A 0,57 U

Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 0,64 U

Fauna-Index organische Bäche Typ 11 0,66 A

Typ

2

Typ

3

Typ

4

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

16

Typ

17

Typ

19

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 0,35 F

Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 0,80 A 0,57 U 0,78 U

Benthosindex Rhithral 0,80 A 0,50 F 0,74 F 0,44 U 0,73 A 0,59 F

Benthosindex Potamal 0,57 U

Benthosindex Rhit. & Pot. 0,50 F 0,48 F 0,82 U 0,35 F 0,60 P

Rhithron-Typie-Index 0,82 A 0,48 A 0,51 F 0,43 A 0,62 F 0,86 P 0,61 U 0,37 F 0,49 F

PSM-Index nach Liess 0,54 P 0,56 A 0,48 F 0,24 I 0,29 F 0,61 W Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) 0,76 A 0,50 F 0,92 U 0,67 U 0,52 A

Anteil Oligosaprobe [%] (HK) 0,78 A

Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) 0,50 U 0,58 F 0,52 F 0,43 U

Anteil Xenosaprobe [%] (HK) 0,78 A 0,80 A 0,63 F 0,53 I 0,51 A 0,57 F 0,51 F 0,36 F 0,43 U

Funktionale Metrics

Hypocrenal [%] (Ind.) 0,52 A 0,59 F

Epirhithral [%] (Ind.) 0,78 A 0,80 I 0,46 F 0,39 A

Metarhithral [%] (Ind.) 0,58 U

Hyporhithral [%] (Ind.) 0,63 F 0,62 U

Epipotamal [%] (Ind.) 0,79 A 0,43 P

Metapotamal [%] (Ind.) 0,58 F

Hypopotamal [%] (Ind.) 0,61 A

Litoral [%] (Ind.) 0,58 U

Crenal total [%] (Ind.) 0,52 A 0,57 F 0,48 F

Rhithral total [%] (Ind.) 0,58 F 0,60 U

Potamal total [%] (Ind.) 0,75 A 0,40 P

limno- bis rheophil [%] 0,50 F

Typ

2

Typ

3

Typ

4

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

16

Typ

17

Typ

19

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa (Ind.) rheo- bis limnophil [%] (Ind.) 0,57 U 0,45 U

rheo- bis limnophil [%] (HK) 0,90 P

rheobiont [%] (Ind.) 0,70 F

rheobiont [%] (HK) 0,70 F Anteil Strömungsindiffe-rente [%] (Ind.) 0,57 F

Rheoindex (Ind.) 0,92 U

Rheoindex (HK) 0,40 A 0,47 U 0,51 A 0,90 U Strömungspräferenzen-index (HK) 0,90 P 0,54 U

Anteil Strömungsindiffe-rente [%] (HK) 0,44 F 0,57 U 0,49 F

Psammal [%] (Ind.) 0,59 A

Akal [%] (Ind) 0,74 P 0,49 F

Lithal [%] (HK) 0,81 I

POM [%] (Ind.) 0,48 F Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" 0,47 F 0,39 U

Weidegänger u. Abkratzer [%] (Ind.) 0,93 F

Zerkleinerer [%] (Ind.) 0,61 F

Sammler [%] (Ind.) 0,59 P 0,73 U

Passive Filtrierer [%] (Ind.) 0,91 U

Räuber [%] (Ind.) 0,77 U

RETI (Ind.) 0,43 U 0,66 F 0,89 F

70

Tabelle 20 (folgende Seiten): Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Strukturparametern der „Vor-Ort-Kartierung“ (Verfahrensbeschreibung der LAWA) korrelieren (Spearman Rangkorrelationskoeffizienten) r = Korrelationskoeffizient, Pa = Strukturparameter, Uv = Uferverbau, I = Gewässerstrukturgüteindex (nur für Typ 1 verwendet, da hier keine Daten zu den einzelnen Parametern vorlagen), Sd = Strömungsdiversität, BL = Besondere Laufstrukturen, BU = Besondere Uferstrukturen, T = Tiefenvarianz, Bv = Breitenvarianz, P = Profiltyp, St = Substratdiversität, Q = Querbänke, BS = Besondere Sohlstrukturen, Sv = Sohlenverbau, R = Rückstau, Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet

Typ

1

Typ

4

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

14

Typ

15

Typ

19

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaZusammensetzung/Abundanz

Hirudinea [%] (Ind.) 0,61 Uv

Crustacea [%] (Ind.) 0,65 I 0,38 Sd 0,57 Uv 0,55 BL 0,73 Sd

Ephemeroptera [%] (Ind.) 0,28 Sd 0,66 Sd 0,69 BU 0,58 St

Plecoptera [%] (Ind.) 0,27 I 0,68 BL 0,81 BU 0,50 T 0,77 Bv 0,50 Sd 0,60 BL

Trichoptera [%] (Ind.) 0,67 BL 0,72 BU

Coleoptera [%] (Ind.) 0,26 Sd

EPT-Taxa [%] (HK) 0,28 Uv 0,65 P 0,75 BU 0,63 BU 0,57 St 0,57 Q 0,39 BL 0,49 Uv

EPTCBO-Taxa [%] (Ind.) 0,30 I 0,62 Sd 0,63 BU 0,49 Uv 0,51 Uv


# Hirudinea 0,70 BL

# Crustacea 0,62 I 0,61 BU 0,57 Uv

# Ephemeroptera 0,46 BS 0,50 Sv

# Plecoptera 0,38 Bv 0,68 BS 0,83 Bv 0,71 Bv 0,47 BU 0,60 BL

# Trichoptera 0,86 Sd 0,56 BL

# Coleoptera 0,38 Bv

# EPT-Taxa 0,56 I 0,80 Sd 0,47 Bv

# EPTCBO 0,56 I 0,35 Bv 0,50 Bv 0,57 Sv

Margalef Index 0,57 St 0,62 BS 0,63 Sd

Simpson-Index 0,74 BL 0,72 BS 0,53 Uv

Shannon-Wiener-Index 0,74 BL 0,55 Bv 0,73 BS 0,49 BS 0,51 R

Toleranz

Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 0,66 I 0,45 Bv 0,47 P

Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 0,63 St

Fauna-Index organische Bäche Typ 11

Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 0,71 BL 0,72 BU 0,72 Q

Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 0,78 BL 0,63 Q

Benthosindex Rhithral 0,97 BL 0,59 BU

Typ

1

Typ

4

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

14

Typ

15

Typ

19

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaBenthosindex Potamal 0,77 St

Benthosindex Rhith. & Pot. 0,86 Q 0,63 Bv 0,61 St 0,65 Sd

Rhithron-Typie-Index 0,82 BL 0,65 P 0,57 Bv 0,66 Bv

PSM-Index nach Liess 0,57 BU 0,83 Bv

Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) 0,39 Bv

Anteil Oligosaprobe [%] (HK) 0,84 BL 0,79 Bv 0,68 Bv 0,72 BU

Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) 0,65 I

Anteil Xenosaprobe [%] (HK) 0,60 I 0,37 Bv 0,49 T 0,82 Bv 0,49 Q

Funktionale Metrics

Hypocrenal [%] (Ind.) 0,36 Bv 0,63 Sd

Epirhithral [%] (Ind.) 0,66 I 0,83 BL 0,71 Bv

Metarhithral [%] (Ind.) 0,62 Bv 0,57 BU 0,62 Q

Hyporhithral [%] (Ind.) 0,40 Sd

Epipotamal [%] (Ind.) 0,82 BL 0,33 Sd

Metapotamal [%] (Ind.) 0,82 BL 0,66 Bv

Hypopotamal [%] (Ind.)

Litoral [%] (Ind.)

Crenal total [%] (Ind.) 0,79 St 0,69 Q

Rhithral total [%] (Ind.)

Potamal total [%] (Ind.) 0,60 Q

limno- bis rheophil [%] (Ind.)

rheo- bis limnophil [%] (Ind.) 0,73 BL

rheo- bis limnophil [%] (HK)

rheobiont [%] (Ind.) 0,79 St 0,56 Uv

rheobiont [%] (HK) 0,54 Uv

Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.) 0,57 Sd

Rheoindex (Ind.) 0,59 Uv

Rheoindex (HK) 0,83 Sd

Typ

1

Typ

4

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

14

Typ

15

Typ

19

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaStrömungspräferenzenindex (HK) 0,81 Sd

Anteil Strömungsindifferente [%] (HK) 0,73 BL

Psammal [%] (Ind.)

Akal [%] (Ind.) 0,81 Bv 0,54 BS

Lithal (HK) (Ind.) 0,68 I

POM [%] (Ind.) 0,75 Bv

Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1"

Weidegänger u. Abkratzer [%] (Ind.) 0,67 Bv 0,60 Pt

Zerkleinerer [%] (Ind.) 0,73 Sd

Sammler [%] (Ind.) 0,70 I

Passive Filtrierer [%] (Ind.)

Räuber [%] (Ind.)

RETI (Ind.) 0,57 Bv

74

Tabelle 21: Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Strukturparametern des AQEM site protocols korrelieren (Spearman Rangkorrelationskoeffizienten) r = Korrelationskoeffizient, Pa = Strukturparameter, a25 = Seen im Längsverlauf, a59 = Deiche stromabwärts, a69 = Beschattung, a74 = Anzahl Totholzdämme, a75 = Anzahl Holzstämme, a79 = Uferbefestigung, a87 = Eintiefung, a92 = Befestigungen im Längsverlauf an der Probestelle, a97 = Einleitungen, a104 = biotische Mikrohabitate, Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet

Typ

5

Typ

9

Typ

14

Typ

15

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa Zusammensetzung/Abundanz Hirudinea [%] (Ind.) Crustacea [%] (Ind.) 0,44 a97 0,56 a75 Ephemeroptera [%] (Ind.) Plecoptera [%] (Ind.) 0,47 a97 0,57 a25 0,60 a69 Trichoptera [%] (Ind.) 0,83 a75 Coleoptera [%] (Ind.) 0,75 a75 EPT-Taxa [%] (HK) 0,62 a87 0,51 a25 0,75 a75 0,70 a92 EPTCBO-Taxa [%] (Ind.) 0,62 a104 Vielfalt/Diversität # Hirudinea # Crustacea 0,61 a104 # Ephemeroptera 0,70 a87 # Plecoptera 0,60 a69 # Trichoptera 0,78 a74 0,63 a92 # Coleoptera # EPT-Taxa 0,72 a87 0,76 a74 0,58 a75 # EPTCBO 0,74 a87 0,73 a74 0,50 a59 Margalef Index Simpson-Index Shannon-Wiener-Index 0,59 a104 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 0,63 a25 Fauna-Index organische Bäche Typ 11 Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 0,83 a75 0,74 a104 Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 0,77 a75 0,82 a75 Benthosindex Rhithral 0,69 a75 Benthosindex Potamal Benthosindex Rhith. & Pot. 0,70 a79 Rhithron-Typie-Index PSM-Index nach Liess Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) 0,69 a75

Anteil Oligosaprobe [%] (HK) 0,64 a69 0,69 a75 0,69 a75

Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) 0,61 a69

Anteil Xenosaprobe [%] (HK)

75

Typ

5

Typ

9

Typ

14

Typ

15

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa Funktionale Metrics Hypocrenal [%] (Ind.) 0,60 a69 Epirhithral [%] (Ind.) 0,62 a75 Metarhithral [%] (Ind.) 0,74 a74 Hyporhithral [%] (Ind.) 0,76 a75 Epipotamal [%] (Ind.) Metapotamal [%] (Ind.) 0,63 a25 0,80 a75 Hypopotamal [%] (Ind.) Litoral [%] (Ind.) Crenal total [%] (Ind.) 0,63 a25 Rhithral total [%] (Ind.) Potamal total [%] (Ind.) limno- bis rheophil [%] (Ind.) rheo- bis limnophil [%] (Ind.) rheo- bis limnophil [%] (HK) rheobiont [%] (Ind.) 0,80 a75 rheobiont [%] (HK) 0,75 a75 Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.) Rheoindex (Ind.) Rheoindex (HK) 0,66 a75 Strömungspräferenzenindex (HK) 0,60 a69 0,80 a75 Anteil Strömungsindifferente [%] (HK) Psammal [%] (Ind.) Akal [%] (Ind.) Lithal [%] (HK) POM [%] (Ind.) Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" Weidegänger u. Abkratzer [%] (Ind.) Zerkleinerer [%] (Ind.) Sammler [%] (Ind.) Passive Filtrierer [%] (Ind.) Räuber [%] (Ind.) RETI (Ind.)

76

Tabelle 22: Kandidatenmetrics für das Modul „Allgemeine Degradation“ Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet

Bäch

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Bäch

e un

d Fl

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-flü

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Gewässertypen 1 2-4 5-7 9-9.2 11-12 14-19 Zusammensetzung/Abundanz EPT-Taxa [%] (HK) Crustacea [%] (Ind.) Plecoptera [%] (Ind.)

Vielfalt/Diversität # Plecoptera # Trichoptera # EPT-Taxa Diversität (Margalef Index) Diversität (Shannon-Wiener-Index)

Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 Fauna-Index organische Bäche Typ 11 Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 Benthosindex Rhith. & Pot. Rhithron-Typie-Index Anteil Oligosaprobe [%] (HK) Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) Anteil Xenosaprobe [%] (HK)

Funktionale Metrics Epirhithral [%] (Ind.) Metarhithral [%] (Ind.) Litoral [%] (Ind.) rheobiont [%] (HK) Rheoindex (Ind.) Rheoindex (HK) Akal [%] (Ind.) Lithal [%] (HK) POM [%] (Ind.) Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.) Zerkleinerer [%] (Ind.) Sammler [%] (Ind.) RETI (Ind.)

77

Standardisierung der Klassengrenzen und Auswahl der Core Metrics

Bei der Verrechnung verschiedener Metrics ergibt sich das Problem, dass fast jeder

Index unterschiedlich skaliert ist: Der Metric „Anzahl Plecoptera Arten“ kann Werte von

1-n annehmen, der Metric „Anteil der Zerkleinerer [%]“ Werte von 1-100 und der

Deutsche Fauna Index Werte von -2 bis +2. Um diese verschiedenen Skalierungen

vergleichbar zu machen, wurden alle Werte auf einen Maßstab von 0 (niedrigster

Wert) bis 1 (höchster Wert) bezogen. Der Wert „1“ wird im Folgenden als „oberer

Ankerpunkt“, der Wert „0“ als „unterer Ankerpunkt“ bezeichnet.

Oberer und unterer Ankerpunkt wurden für jeden der Kandidatenmetrics und jeden

Gewässertyp separat ermittelt. Dazu wurden drei verschiedene Verfahren angewandt:

• Aus den Werten des Kandidatenmetrics für alle Probestellen des Gewässertyps wurde das 95 %-Perzentil (= oberer Ankerpunkt) und das 5 %-Perzentil (= unterer Ankerpunkt) ermittelt. Dieses Verfahren liefert immer dann plausible Ergebnisse, wenn der Datenbestand sowohl referenznahe Abschnitte als auch stark degradierte Abschnitte enthält und sich die Daten gleichmäßig über das Kontinuum der Degradation verteilen.

• Wann immer Daten zu referenznahen oder stark degradierten Probestellen fehlen, liefert das o. a. Verfahren keine sinnvollen Ergebnisse. In diesem Fall wurden die Werte des Kandidatenmetrics für alle Probestellen des Gewässertyps mit der Degradation des Einzugsgebietes (Nutzungsindex, vgl. Kapitel 2.2.1.3, „Auswahl geeigneter Nutzungs- und Strukturparameter“) oder der morphologischen Degradation (Strukturindex, s. o.) korreliert. Die Ankerpunkte ergaben sich in diesem Fall durch Extrapolierung der Ausgleichsgerade auf den Wert eines „sehr guten“ bzw. „schlechten“ Struktur- oder Nutzungsindex.

• Die mit beiden Verfahren gewonnenen Werte wurden abschließend aus der Kenntnis des Gewässertyps heraus korrigiert.

Die Ergebnisse der Verfahren und die resultierenden Ankerpunkte sind für jeden

Gewässertyp im Anhang IV aufgeführt.

Unter Anwendung dieser Ankerpunkte kann, wiederum gewässertypspezifisch, jeder

Metric-Wert in einen Wert von 0-1 umgewandelt werden. Dazu wird die folgende

Formel verwendet:

78

t Ankerpunkunterert Ankerpunkoberert AnkerpunkuntererbnisMetricergeWert

−−

=

Verschiedene Metrics werden somit vergleichbar gemacht. Werte > 1 werden „= 1“,

Werte < 0 werden „= 0“ gesetzt.

Mit den so gewonnenen, von 0-1 skalierten Metric-Werten wurden im Folgenden

alternative Metric-Kombinationen getestet, um für jeden Gewässertyp den am besten

geeigneten multimetrischen Index auszuwählen.

Mit dem in Kapitel 2.2.1.3 („Korrelationsanalysen und die Auswahl der Kandidaten-

metrics“) geschilderten Vorgehen waren für die einzelnen Gewässertypen

Kandidatenmetrics identifiziert worden. Um eine möglichst hohe Übereinstimmung des

Bewertungssystems einzelner Gewässertypen zu erreichen, wurden die Kandidaten-

metrics für jeden Gewässertyp auf fünf bis sechs mögliche Core Metrics reduziert. Ziel

dieser Prozedur war, für jeden Gewässertyp folgende Kombination von Metrics

auszuwählen:

• 1 Metric des Typs „Zusammensetzung und Abundanz“

• 1 Metric des Typs „Vielfalt und Diversität“

• 1 Metric des Typs „Toleranz“

• 2-3 Metrics des Typs „Funktionale Metrics“

Darüber hinaus wurde angestrebt, für ähnliche Gewässertypen (z. B. alle Mittelge-

birgsbäche) möglichst die gleiche Metric-Kombination auszuwählen.

Für jeden Gewässertyp ergaben sich aus den Kandidatenmetrics mehrere mögliche

Kombinationen, die diese Anforderungen an den Multimetrischen Index erfüllen. Für

jede dieser Kombinationen und jede der Probestellen wurde daher der Multimetrische

Index ausgerechnet; dazu wurden die von 0-1 skalierten Metric-Werte gemittelt, so

dass der Multimetrische Index ebenfalls einen Wert zwischen 0 und 1 annahm.

Die alternativen Multimetrischen Indices wurden nun mit dem Strukturindex und dem

Nutzungsindex korreliert. Der Multimetrische Index mit den höchsten Korrelations-

koeffizienten wurde als Bewertungssystem ausgewählt, sofern er auch für ähnliche

Gewässertypen sinnvolle Ergebnisse lieferte. Tabelle 23 zeigt ein Beispiel;

Einzelheiten sind Anhang V zu entnehmen.

79

Tabelle 23: Getestete Alternativen des multimetrischen Index für den Gewässertyp 15 (Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse)

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)

MI15_1 x x x x x x -0,449 -0,429 MI15_2 x x x x x x -0,468 -0,497 MI15_3 x x x x x x -0,511 -0,472 MI15_4 x x x x x x -0,553 -0,457 MI15_5 x x x x x x -0,576 -0,403

Die ausgewählten Multimetrischen Indices bilden das Modul „Allgemeine Degradation“

des Bewertungsverfahrens, sofern sie nicht in der Plausibilitätskontrolle noch korrigiert

wurden.

Sowohl für die einzelnen Metrics als auch für die Multimetrischen Indices wurden

abschließend die Grenzen der Ökologischen Zustandsklassen festgelegt. Dies erfolgte

pauschal, da typspezifische Unterschiede bereits über die Festlegung der Anker-

punkte abgefangen worden waren. Die Klassengrenzen lauten:

sehr guter Zustand: > 0,8

guter Zustand: > 0,6 - 0,8

mäßiger Zustand: > 0,4 - 0,6

unbefriedigender Zustand: > 0,2 - 0,4

schlechter Zustand: <= 0,2.

Plausibilitätskontrolle

Der Entwurf des deutschen Bewertungssystems mit dem Makrozoobenthos wurde in

einem abschließenden Schritt einer Plausibilitätskontrolle unterzogen. Hierzu wurde

das Ergebnis des Multimetrischen Index für eine größere Zahl von Probestellen

berechnet und in der Reihenfolge „bestes Bewertungsergebnis“ bis „schlechtestes

Bewertungsergebnis“ geordnet. Diese Ergebnisse wurden am 28.11.2003 an folgende

Experten geschickt, mit der Bitte, die Plausibilität der Ergebnisse zu überprüfen:

80

• Anne Holm (LANU Schleswig-Holstein)

• Jörg Schönfelder (LUA Brandenburg)

• Marina Carstens (LUNG Mecklenburg-Vorpommern)

• Klaus Wendling (WWV Rheinland-Pfalz)

• Mechthild Banning (HLUG Hessen)

• Regina Biss (LfU Baden-Württemberg)

• Folker Fischer (Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft)

• Barbara Guhl (LUA Nordrhein-Westfalen)

• Eva Kairies (Niedersächsisches Landesamt für Ökologie)

• Andrea Sundermann, Peter Haase, Susanne Lohse (Forschungsinstitut

Senckenberg)

Im Folgenden sind die jeweiligen Stellungnahmen kurz zusammengefasst und die

daraus resultierenden Konsequenzen erläutert.

Tabelle 24: Zusammenfassende Übersicht über die Anmerkungen der Experten im Rahmen der Plausibilitätskontrolle sowie der Konsequenzen für das Bewertungs-verfahren.

Bearbeiter Gewässertyp Kommentar Erläuterung/Konsequenz

Fischer 1-4

Übersendung einer detaillierten Liste von Einschätzungen aller bei der Entwicklung des Bewertungs-verfahrens berücksichtigten Probe-stellen und der Einschätzung der Bearbeiter vor Ort. In vielen Fällen deckten sich Bewertungsergebnis und Einschätzung nicht.

Neuentwicklung des Bewer-tungsverfahrens, wobei Metrics ausgewählt wurden, deren Ergebnisse der Einschätzung der Bearbeiter entsprechen.

Sundermann 3 Ergebnisse unterscheiden sich deutlich von der Einstufung durch die Ortskennerin.

Entwicklung eines neuen MMI

Wendling 5 Datensatz 111 Ihrenbach zu schlecht bewertet

Wenn die Bewertung einzelner Probestellen von der Einschätzung abweicht, ist dies häufig eine Frage der Datenqualität.

Wendling 5.1

Datensätze 39 und 41 Moosalbe zu schlecht bewertet (Bach natürlicherweise mit hohen Feinsubstratanteilen und daher artenärmer)

Wenn die Bewertung einzelner Probestellen von der Einschätzung abweicht, ist dies häufig eine Frage der Datenqualität.

81

Bearbeiter Gewässertyp Kommentar Erläuterung/Konsequenz

Haase, Lohse 5.1 Einzelne der als „Referenz“ angesehenen Gewässer schneiden deutlich zu schlecht ab

Entwicklung eines neuen MMI

Banning 5, 5.1 Tendenziell zu schlechte Bewertung

Bei einer einheitlichen Daten-erhebung ist davon auszugehen, dass sich die Bewertungsergeb-nisse für viele Probestellen ver-bessern. Überarbeitung des Bewer-tungssystems für den Typ 5.1.

Biss 5.1, 6, 7, 9.1

Insgesamt scheint die Bewertung plausibel zu sein. In vielen Fällen, wo die Struktur der Stromsohle beeinträchtigt ist, ist auch der multimetrische Index erniedrigt. Was nicht erfasst wird, ist eine Beeinträchtigung der Uferstruk-turen. Hier ist eine eindeutige Bewertungsunterscheidung über den multimetrischen Index nicht möglich. Tendenziell wurden die Probestellen eher zu schlecht als zu gut bewertet. Bei durch Begradigungen rhithra-lisierten Gewässern wie Dreisam und Kinzig ist die Bewertung eher zu gut. Meines Erachtens sind die Ergebnisse, die auf älteren Daten (v. a. aus den 80iger-Jahren) basieren weniger stimmig als neuere Untersuchungsergebnisse (Datenqualität?)

Hinweis auf Bedeutung qualitativ einheitlicher Daten. Bei einer einheitlichen Datenerhebung ist davon auszugehen, dass sich die Bewertungsergebnisse für viele Probestellen verbessern.

Wendling 9, 9.1 Ergebnisse im Wesentlichen plausibel keine

Wendling 9, 9.1 Alle Gewässer in Rheinland-Pfalz werden Typ 9, nicht 9.1 zugeordnet

Meldung an Typenkarte

Wendling 9.2 Datensatz 7 „Nahe“ etwas zu gut bewertet siehe unten

Banning 9, 9.1, 9.2 Tendenziell zu gute Bewertung Überarbeitung des Bewertungssys-tems für den Typ 9.2.

Carstens 11, 12 Viel zu schlechte Bewertung

Vermutlich Problem der Typ-zuweisung; viele der Gewässer sind wohl dem Typ 23 (rückstaubeeinflusste Ostsee-zuflüsse) zuzurechnen. Dieser Typ wird im Jahr 2004 bearbeitet.

Schönfelder 11, 14, 16, 19 Zahlreiche Typ-Umstufungen

Meldung an Typenkarte. Berechnung der umgestuften PS mit dem System für den „korrekten“ Typ Keine Neuentwicklung des Bewertungssystems für die

82

Bearbeiter Gewässertyp Kommentar Erläuterung/Konsequenz Gewässertypen, die von den Umstufungen betroffen waren.

Bellack 12, 19 Viele Fehleinstufungen der Typen Meldung an Typenkarte.

Carstens 14, 17 Im Wesentlichen zutreffend, tendenziell etwas zu schlechte Bewertung

Bei einer einheitlichen Datenerhebung ist davon auszugehen, dass sich die Bewertungsergebnisse für viele Probestellen verbessern

Schönfelder 15 Bewertung der „kleinen“ und „großen“ Typ 15 Gewässer nach dem gleichen System nicht sinnvoll (z. B. Stepenitz und Spree)

Entwicklung eines zusätzlichen Bewertungssystems für die großen Typ-15 Gewässer (>1,000 km2 EZG).

Bellack 15 Im Wesentlichen plausibel; viele Stellen schneiden relativ schlecht ab.

In der Regel deutlich bessere Bewertung mit dem Bewertungs-system für den Typ 15_groß.

Schönfelder generell Typenbildung sollte biozönotisch vorgenommen werden, nicht aufgrund von „top-down“ Kriterien

„Bottom-up“ Überprüfung der Typen erfolgte im Rahmen eines parallelen LAWA Vorhabens. Die Ergebnisse sollten in die nächste Überarbeitung der Typenkarte eingehen.

Holm 15, 16 Referenzgewässer zu schlecht bewertet (vor allem die Bille)

Referenzstellen liegen (bis auf eine Probe an der Bille) durchgehend im Bereich „gut“ bis „sehr gut“. Treffendere Ergebnisse ggf. durch andere Besammlungsmethodik zu erwarten?

Holm 15, 16 Unterschiedliche Bewertung von Proben, die zu verschiedenen Jahreszeiten genommen wurden

Die Artenlisten sind so unter-schiedlich, dass sich alle Metrics (auch diejenigen, die nicht im MMI enthalten sind) deutlich unterschei-den. Es ist daher unmöglich, die Bewertungsergebnisse zu verein-heitlichen. Stattdessen wird für jeden Fließgewässertyp die Jahres-zeit empfohlen, in der die Bewer-tungsergebnisse in der Regel besonders plausibel sind.

Holm 16

Die morphologisch degradierte Station an der Reher Au (REA0002) ist durch den Index viel zu hoch eingestuft. Dies kommt sehr wahrscheinlich durch die sehr gute Wasserqualität und große Strukturvielfalt im MW-Bett. Daraus folgt dann eine relativ gute faunis-tische Besiedlung. Die Besiedlung ist aber längst nicht so gut wie die der Referenzstellen

Solche Fälle treten auf (und sollten auch auftreten!). Bewertet wird, wie sich Strukturveränderungen und EZG-Nutzung auf das MZB auswir-ken, nicht die Strukturveränderung als solche. Es wurden Metrics ver-wendet, die in der Regel auf Struk-turveränderungen reagieren; wo dies nicht der Fall ist, hat z. B. Begradigung in einem speziellen Fall keine Auswirkungen, da andere positive Faktoren dies überlagern. Die Aussage der Fauna ist daher: nicht verändert, trotz lokal schlechter Struktur.

83

Zusammenfassend führte die Plausibilitätskontrolle somit zu folgenden Änderungen im

Bewertungssystem:

• Völlig neue Multimetrische Indices wurden für die Gewässertypen 1-4 und 5.1 entwickelt. Dabei wurden in erster Linie solche Metrics ausgewählt, deren Ergebnisse mit den Einschätzungen der Bearbeiter vor Ort korrelierten; die Korrelation mit Nutzungs- und Strukturparametern wurde hingegen nur als zweitwichtigstes Kriterium herangezogen.

• Das Bewertungssystem für den Typ 9.2 wurde überarbeitet. Korrigiert wurden die Ankerpunkte der für das Verfahren ausgewählten Core Metrics.

• Der Typ 15 wurde für Bewertungszwecke aufgeteilt in „Typ 15“ und „Typ 15_groß“. Während das Bewertungssystem für Typ 15 unverändert blieb, wurde ein anderer Multimetrischer Index für den Typ 15_groß entwickelt.

84

2.2.2 Entwicklung des Moduls „Saprobie“

Das Modul zur Bewertung der Auswirkungen organischer Verschmutzung auf das

Makrozoobenthos wurde im Rahmen des Projektes „Leitbildorientierte biologische

Fließgewässerbewertung zur Charakterisierung des Sauerstoffhaushaltes“6 des

Umweltbundesamtes wie folgt entwickelt (Rolauffs et al. 2003):

Das Saprobiensystem nach DIN 38 410 Teil 2 soll auch in Zukunft in einer

angepassten und verbesserten Form erhalten bleiben und seinen Platz als ein

erprobtes Bewertungsinstrument neben neuen, weiteren Bewertungsmodulen

behalten. Ein wesentlicher Schritt dazu war die Revision des Saprobiensystems, die

jüngst von dem nationalen Ausschuss DIN-NAW I 3 UA 5 AK 6 „Biologisch-

ökologische Gewässeruntersuchungen“ vorgenommen wurde. Die Revision umfasste

vor allem eine erheblich erweiterte und veränderte Liste von Indikatorarten (612 Taxa

anstelle von 148 Taxa in der Vorläuferversion).

Ziel des oben genannten Projektes war es, das deutsche Saprobiensystem in der

revidierten Fassung auf die Erfordernisse der EG-WRRL hin anzupassen. Im Rahmen

des Projektes wurde insbesondere eine gewässertypspezifische Anpassung des

Saprobiensystems entwickelt. Für die Gewässertypen, die eine Basis für die Um-

setzung der EG-WRRL in Deutschland darstellen, wurden „saprobielle Leitbilder“

definiert. Damit soll der Tatsache Rechnung getragen werden, dass ein Sapro-

bienindex von 2,0 im Tiefland einen sauberen Fluss, dagegen in den Alpen einen stark

belasteten Fluss indizieren kann.

Die Entwicklungsschritte im Rahmen des Projektes basierten auf der neuen Fassung

des Saprobiensystems (Norm-Entwurf DIN 38410-1, Ausgabe: 2003-06) sowie auf der

vorläufigen deutschen Gewässertypologie nach Schmedtje et al. (2001), in der 20

Gewässertypen definiert wurden. Für möglichst viele der 20 Typen sollten „saprobielle

Leitbilder“ beschrieben werden, definiert als Wert des Saprobienindex, der im

potenziell natürlichen Zustand einen Fließgewässertyp charakterisiert. Ausgehend von

den „saprobiellen Leitbildern“ sollten fünf „saprobielle Qualitätsklassen“ definiert

werden, als Abweichung vom „saprobiellen Leitbild“. Diese fünf „saprobiellen Quali-

tätsklassen“ sollen den von der EG-WRRL geforderten ökologischen Zustandsklassen

6 FKZ 200 24 227

85

„sehr gut“, „gut“, „mäßig“, „unbefriedigend“ und „schlecht“ aus saprobiologischer Sicht

entsprechen.

Zur Erreichung dieses Zieles wurde eine Datenbank zur Makrozoobenthosfauna von

Gewässern, die möglichst viele deutsche Gewässertypen repräsentieren, aufgebaut.

Die Datensätze wurden von Behörden, Universitäten und Firmen akquiriert und

mussten bestimmte Qualitätskriterien erfüllen, um zu gewährleisten, dass Unter-

schiede im Saprobienindex tatsächlich in einer unterschiedlichen organischen Belas-

tung begründet sind und/oder in gewässertypspezifischen Charakteristika und nicht

lediglich die Intensität der Besammlung widerspiegeln. Die Datenbank enthält insge-

samt 1621 Datensätze.

Basierend auf diesem Datenbestand wurden für 19 der vorläufigen deutschen

Gewässertypen „saprobielle Leitbilder“ und „saprobielle Qualitätsklassen“ beschrie-

ben; lediglich für einen Gewässertyp lagen keine Datensätze vor. Es wurden

verschiedene Verfahren zur Bestimmung der Leitbilder und Qualitätsklassen getestet;

als besonders geeignet erwies sich das Verfahren „best of mit EQR-Klassenbildung“.

Hierbei wurde der saprobielle Grundzustand definiert als Mittelwert der 10%

niedrigsten Saprobienindices aller Gewässerabschnitte eines Typs, abzüglich der

doppelten Standardabweichung. Als „saprobielle Qualitätsklassen“ wurden prozen-

tuale Abweichungen vom „saprobiellen Grundzustand“ verwendet, wobei sich die

folgenden Klassengrenzen als sinnvoll erwiesen:

• sehr guter Zustand: ≤ 5% Abweichung vom Leitbild

• guter Zustand: > 5% - ≤ 25% Abweichung vom Leitbild

• mäßiger Zustand: > 25% - ≤ 50% Abweichung vom Leitbild

• unbefriedigender Zustand: > 50% - ≤ 75% Abweichung vom Leitbild

• schlechter Zustand: > 75% Abweichung vom Leitbild.

86

2.2.3 Entwicklung des Moduls „Versauerung“

Das biologische Besiedlungsbild des Makrozoobenthos spiegelt die geogenen

Unterschiede in der chemischen Beschaffenheit der Bäche im Buntsandstein, Granit

und Gneis wider. Bereits zu Beginn des letzten Jahrhunderts weisen verschiedene

Untersuchungen auf deutliche Unterschiede in der Besiedlung von Quellen und

Quellbächen in Buntsandstein- und Granitgebieten hin, die nicht erst oder gar aus-

schließlich durch anthropogene Versauerung entstanden sind (Bornhauser 1912, Eidel

1933).

Biologische Untersuchungen in kleinen Fließgewässern des Schwarzwaldes ergaben

1980 zunächst nicht zu erklärende regionale Unterschiede in der Besiedlung der

Bäche durch benthische Makroinvertebraten. Erst im Verlauf weiterer Erhebungen zur

Gewässergütekarte des Landes Baden-Württemberg in den folgenden Jahren wurde

allmählich deutlich, dass das auffällige Fehlen mancher typischer Berg- und Gebirgs-

bacharten in vielen Buntsandsteinbächen mit dem Säuregrad dieser Gewässer in

Beziehung steht (Braukmann 1994, 2001). Die Untersuchungen konnten belegen,

dass die Biologie ein Abbild der unterschiedlichen regionalen Empfindlichkeit gegen-

über dem anthropogenen Eintrag versauernder Luftschadstoffe darstellt.

2.2.3.1 Hydrogeochemische Säure-Regime-Typen

Durch eine Kombination aus den Wertebereichen von pH-Wert und Säurekapazität,

der Zusammenstellung der pH-Bereichs-Gruppen sowie der Ionendiagramme und den

Zeitreihen von pH-Wert und Säurekapazität lassen sich für elektrolytarme, säuresensi-

tive Silikatbäche hydrochemische Säure-Regime-Typen formulieren. Ursprünglich

wurden vier Säure-Regime-Typen unterschieden (Braukmann 1994, 2000, 2001). Um

das ehemals 4-stufige Verfahren mit dem 5-stufigen Klassifikations- und Bewertungs-

ansatz der EG-WRRL in Übereinstimmung zu bringen, wurden die vier Säure-Regime-

Typen um eine fünfte erweitert (Braukmann & Biss 2004).

Diese fünf Säure-Regime-Typen werden bei der biologischen Bewertung fünf

Säureklassen gleichgesetzt und lassen sich wie folgt unterscheiden:

87

Typ 1 Permanent neutral (nicht sauer) Der pH-Wert liegt gewöhnlich über 6,5, meistens um oder über 7, die pH-Minima un-

terschreiten den Wert von 6,0 nicht. Die Säurekapazität liegt im Mittel zwischen 0,5

und 0,3 mmol/l. Die Bäche sind ausreichend gegen atmogenen Säureeintrag ge-

puffert. In diesen Bächen treten keine biologischen Artendefizite auf. Sie enthalten ein

artenreiches Makrozoobenthos.

Typische Bäche: Gut gepufferte Bäche im Gneis und oberen Buntsandstein sowie

sämtliche Gewässer der Typen 6 und 7.

Typ 2 Überwiegend neutral bis episodisch schwach sauer Die pH-Werte sind ähnlich wie bei Typ 1, aber gelegentliche pH-Erniedrigungen, die

jedoch extrem selten unter 5,5 gehen, sind möglich. Die Säurekapazität dieser Bäche

ähnelt derjenigen von Klasse 1, sie liegt im Schnitt zwischen 0, 3 und 0,2 mmol/l, der

kritische Wert von 0,1 wird kaum unterschritten. Die Bäche sind noch ausreichend

gepuffert, gelegentliche schwache Säureschübe werden meist hinreichend abge-

puffert, so dass biologische Schäden kaum auftreten. Die Biozönose erholt sich in der

Regel von den seltenen episodischen Säureschüben schnell. Es treten keine auf-

fälligen biozönotischen Verarmungen auf.

Typische Bäche: Mäßig gepufferte, elektrolytarme Gneis- und Granitbäche sowie

mäßig elektrolytarme, oft sulfatreiche Buntsandsteinbäche.

Typ 3 Periodisch (kritisch) sauer Der pH-Wert liegt normalerweise unter 6,5. Die pH-Minima sinken öfter durch Säure-

schübe bei der Schneeschmelze oder nach Starkregen unter 5,5. Bei niedrigem

(Basis-) Abfluss können die Werte längere Zeit, z. B. während sommerlich-herbstlicher

Niedrigwasserperioden im neutralen Bereich liegen. Die Säurekapazität liegt im Mittel

zwischen 0,1 und 0,2 mmol/l, der kritische Wert von 0,1 mmol/l kann periodisch

unterschritten werden. Nach regelmäßigen Säureschüben treten länger anhaltende

ökologische Schäden in den Lebensgemeinschaften in Form von deutlichen Artenfehl-

beträgen auf, die erst nach Monaten, zumindest teilweise, kompensiert werden.

Typische Bäche: Elektrolytarme, schwach gepufferte Granit- und Buntsandsteinbäche.

Typ 4 Periodisch stark sauer Der pH-Wert liegt in der Regel ganzjährig im sauren Bereich um 5,5. Minima des pH-

Werts fallen während der Schneeschmelze oder nach Starkregen häufig unter 5 bis

88

4,3. Die Säurekapazität liegt im Mittel um den kritischen Wert von 0,1 mmol/l, der bei

Säureschüben unterschritten wird. Diese Bäche weisen markante ökologische Schä-

den in den aquatischen Biozönosen auf, die sich in einem meist ganzjährigen Ausfall

säuresensitiver Taxa äußern.

Typische Bäche: Elektrolytarme, sehr schwach gepufferte Granitbäche und Buntsand-

steinbäche.

Typ 5. Permanent stark sauer: Der pH-Wert liegt in der Regel ganzjährig im stark sauren Bereich unter 5,5. Minima

des pH-Werts fallen während der Schneeschmelze oder nach Starkregen regelmäßig

deutlich unter 5, oft sogar unter 4,3. Die Säurekapazität liegt im Mittel unter dem

kritischen Wert von 0,1 mmol/l und wird regelmäßig periodisch bis gegen Null

unterschritten. Der pH-Wert liegt oft unter dem Bezugs-pH-Wert der Säurekapazität

(KS4,3) von 4,3. Diese Bäche fallen durch gravierende ökologische Schäden in den

aquatischen Biozönosen auf und sind außerordentlich artenarm.

Typische Bäche: Extrem elektrolytarme, ungepufferte Granitbäche und vor allem Bunt-

sandsteinbäche.

Das neu entwickelte biologische Bewertungsverfahren wurde an diesen von pH-Wert

und Säurekapazität bestimmten hydrogeochemischen Typen „geeicht“.

Unter der Annahme, dass keine anthropogenen Einträge starker Säuren (Schwefel-,

Salpeter- und Salzsäuren) aus der Atmosphäre in die Gewässer stattfinden, würden

unter natürlichen Bedingungen nur die Typen 1 bis 3 vorkommen7 (vgl. Kapitel 2.3.4.1

„Anwendung des Moduls „Versauerung“ für Bewertungszwecke“). Die Säure-Regime-

Typen 4 und 5 treten nur bei anthropogener Säurebeeinflussung auf.

2.2.3.2 Biologische Untersuchungen und chemische Messgrößen

Im Rahmen der Untersuchungen zur Bioindikation säuresensitiver Fließgewässer mit

Diatomeen (Diatomeen-Programm Baden-Württemberg, Engelberg 1987, Braukmann

2000) wurden an den gleichen Untersuchungsstellen monatliche Bestandsaufnahmen

der Besiedlungsstruktur benthischer Makroinvertebraten durchgeführt.

7 Moorausflussbäche sind hier ausgenommen.

89

Die Untersuchungen haben ergeben, dass die Biozönosen des Makrozoobenthos bei

meist sehr niedriger Leitfähigkeit, extrem geringer Säurekapazität und vor allem

regelmäßig niedrigen pH-Werten, also in besonders sauren Bäche, offensichtliche

Störungen aufwiesen. Während in den Porphyr-Bächen und den Bächen des Rot-

liegenden zu allen Jahreszeiten nahezu das gesamte für Mittelgebirgsbäche des

Schwarzwaldes charakteristische Spektrum der üblicherweise dominierenden Ephe-

meropteren (Eintagsfliegen), Plecopteren (Steinfliegen) und Trichopteren (Köcher-

fliegen) vorhanden war, fehlten in einigen Granit- und Buntsandsteinbächen bestimmte

Arten und Gattungen in der Ordnung der Trichopteren und vor allem in der Ordnung

der Ephemeropteren. Aufgrund jahrelanger Erhebungen konnte eine umfassende

Übersicht über die Zugehörigkeit des Makrozoobenthos zu den unterschiedlichen

hydrogeochemischen Säure-Regime-Typen gewonnen werden (Braukmann 2000,

2001). Braukmann (2000) wies nach, dass sich das Artenspektrum permanent

neutraler Mittelgebirgsbäche, die zu den artenreichsten Bächen Deutschlands zählen,

deutlich von dem episodisch bis periodisch saurer Bäche und ganzjährig sehr saurer

Bäche unterscheidet (vgl. auch Braukmann & Biss 2004). Er bildete systematische

ökologische Reihungen entlang der versauerungsrelevanten hydrochemischen

Gradienten und ermittelte ein Kontinuum der Taxafolge in Abhängigkeit von pH-Wert

und Aluminiumgehalt.

Nach ihrer unterschiedlichen Empfindlichkeit gegenüber niedrigen pH-Werten konnten

zwei Gruppen benthischer Makroinvertebraten unterschieden werden:

Gruppe säuresensitiver Taxa: Gammarus fossarum, Atherix ibis, Rhyacophila tristis, Hydropsyche spp., Rhithrogena

spp., Epeorus sylvicola, Ecdyonurus spp., Baetis muticus, Baetis rhodani,

Habroleptoides confusa, Atherix (Ibisia) marginata, Liponeura spp. und Dugesia

gonocephala.

90

Gruppe säuretoleranter Taxa: Diura bicaudata, Thremma gallicum, Ameletus inopinatus, Oreodytes sanmarcki,

Chaetopterygopsis maclachlani, Chaetopterygini (hier überwiegend Chaetopteryx

spp., zumeist C. villosa, Nemurella picteti, Rhyacophila evoluta, Plectrocnemia spp.,

meist P. conspersa, aber auch P. geniculata, Elmis latreillei, Drusus discolor und

Nemoura spp., am häufigsten N. marginata.

Analog zu der hydrogeochemischen Einteilung (s. o.) können die pH-Werte und die

pH-Sensibilität der Organismen in fünf Bereiche aufgeteilt werden:

Tabelle 25: pH-Sensibilität der Taxa

Bereich pH-Wert pH-Sensibilität der Taxa 1 nicht sauer säureempfindlich 2 schwach sauer mäßig säureempfindlich 3 kritisch sauer säuretolerant 4 stark sauer säureresistent 5 extrem sauer sehr säureresistent

In der folgenden Tabelle sind den fünf hydrogeochemischen die biologischen Säure-

klassen gegenübergestellt und charakterisiert:

Tabelle 26: Klasseneinteilung nach hydrogeochemischen und biologischen Faktoren

Säureklasse Säurezustand Hydrogeochemisch Biologisch pH-Wert* Säurekapazität* 1 permanent neutral

(nicht sauer) 6,5 - > 7 nicht < 6,0

0,5-0,3 mmol/l Säureempfindliche Organismen

2 überwiegend neutral bis episodisch schwach sauer

um 6,5 - 7 selten < 5,5

0,3-0,2 mmol/l Mäßig säureempf-indliche Organis-men

3 periodisch kritisch sauer

< 6,5 - < 5,5 0,2-0,1 mmol/l Säuretolerante Organismen

4 periodisch stark sauer

um 5,5 <5- 4,3

um 0,1 mmol/l Säureresistente Organismen

5 permanent extrem sauer

< 5,5 bis zu < 4,3

< 0,1 mmol/l Sehr säureresis-tente Organismen

* Mittel- bzw. Orientierungswerte

Zusätzlich zeigt ein Vergleich der Empfindlichkeit der Organismen gegenüber

niedrigen pH-Werten und damit korrespondierenden hohen Aluminiumkonzentrationen

91

zeigte, dass, unter Berücksichtigung gradueller Abweichungen, die Sensibilität

gegenüber beiden Kenngrößen weitgehend übereinstimmt.

Des Weiteren verglich Braukmann (2000, 2001) die empirisch ermittelten biologischen

Säureklassen mit den parallel erhobenen chemischen Kenngrößen. Die chemischen

Parameter elektrische Leitfähigkeit, Säurekapazität, pH-Wert und Aluminium wurden

mittels Boxplots für die ursprünglich vier8 unterschiedlichen Säureklassen zusammen-

gefasst. Die Boxplots aller chemischen Parameter belegten, dass die Abgrenzungen

der vier biologischen Säureklassen diskrete, kaum überlappende Bereiche umfassen,

die gut mit den chemischen Eigenschaften der betreffenden Bäche korrespondieren.

8 Verfahren wurde ursprünglich 4-klassig entwickelt; s. Braukmann 2000

92

2.3 Das neue deutsche Bewertungssystem mit dem Makrozoobenthos

2.3.1 Konzeption des Bewertungssystems

Die Bewertungsverfahren für die einzelnen Fließgewässertypen beruhen auf dem

gleichen Prinzip. Die Forderung der EG-WRRL nach einer typspezifischen Bewertung

wird durch die Zusammensetzung der jeweils verwendeten Metrics und/oder durch

eine an den Referenzzustand des Fließgewässertyps angepasste Zuweisung der

Klassengrenzen berücksichtigt.

Das offizielle deutsche Verfahren integriert durch seinen modularen Aufbau den

Einfluss verschiedener Stressoren in die Bewertung der ökologischen Qualität eines

Fließgewässers. Aus der Artenliste eines zu bewertenden Gewässers können

folgende Informationen extrahiert und leitbildbezogen bewertet werden:

Modul „Saprobie“ Die Bewertung der Auswirkungen organischer Verschmutzung auf das

Makrozoobenthos erfolgt mit Hilfe des gewässertypspezifischen, leitbildbezogenen

Saprobienindex nach DIN 38 410 (revidiert). Dieses Modul wurde im Rahmen des

Projektes „Leitbildorientierte biologische Fließgewässerbewertung zur Charakteri-

sierung des Sauerstoffhaushaltes“9 des Umweltbundesamtes entwickelt (Rolauffs et

al. 2003) (vgl. Kapitel 2.2.2).

Das Ergebnis des Saprobienindex wird unter Berücksichtigung typspezifischer

Klassengrenzen in die Qualitätsklassen „sehr gut“ bis „schlecht“ überführt.

Modul „Allgemeine Degradation“ Dieses Modul spiegelt die Auswirkungen verschiedener Stressoren (Degradation der

Gewässermorphologie, Nutzung im Einzugsgebiet, Pestizide, hormonäquivalente

Stoffe) wider, wobei in den meisten Fällen die Beeinträchtigung der Gewässermorpho-

logie den wichtigsten Stressor darstellt.



9 FKZ 200 24 227

93

• So viele Indices wie nötig, um ein robustes Ergebnis zu erhalten und eine einfache Interpretation der Daten zu ermöglichen, aber so wenige wie möglich, um die Komplexität für den Anwender gering zu halten;

• Gewässertypspezifische Abweichungen der Bewertungsverfahren sind zwar notwendig, die Ansätze entsprechen sich aber durch die Verwendung ähnlicher Sets von Metrics soweit wie möglich;

• Abdeckung der Kriterien der EG-WRRL („Zusammensetzung und Abundanz der wirbellosen Taxa“, „Anteil störungsempfindlicher Taxa“, „Anteil robuster Taxa“, „Grad der Vielfalt der wirbellosen Taxa“).




Abbildung 6: Schematische Ablauf der stressorenbezogenen Bewertung von Fließgewässern mittels Makrozoobenthos

Der modulartige Aufbau des Bewertungssystems ermöglicht die Ausgabe von

Ergebnissen auf verschiedenen Ebenen.

Artenliste







Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel




Handlungsbedarf

}

Handlungsbedarf

}

Handlungsbedarf

}

94


Abbildung 7: Der „Output“ des Bewertungssystems ist in verschiedene Ebenen geglie-dert. Die Ebenen 1 und 2 dienen zur Bewertung, die Ebenen 3 und 4 zur Interpretation

Die abschließende Ökologische Zustandsklasse ergibt sich aus den Qualitätsklassen

der Einzelmodule: das Modul mit der schlechtesten Klasse gibt das Ergebnis für die

Gesamtbewertung vor (Prinzip des „worst case“).

Modul „Versauerung“ Bei den Gewässertypen, die stark von Versauerung betroffen sind (Typ 5

Grobmaterialreiche, silikatische, Mittelgebirgsbäche, Typ 5.1 Feinmaterialreiche,

silikatische Mittelgebirgsbäche), wird mit Hilfe dieses Moduls die typspezifische

Bewertung des Säurezustandes vorgenommen. Die Berechnung basiert auf einer

leicht abgewandelten Form der Säurezustandsklassen nach Braukmann (Braukmann

& Biss 2004) und mündet in einer fünfstufigen Einteilung der Säureklassen.

Sofern die Gewässer nicht natürlich sauer sind, entspricht die Säureklasse 1 der

Qualitätsklasse „sehr gut“, die Säureklasse 2 der Klasse „gut“, die Säureklasse 3 der

Klasse „mäßig“, die Säureklasse 4 der Klasse „unbefriedigend“ und die Säureklasse 5

der Klasse „schlecht“ (vgl. Kapitel 2.2.3). Die Bewertung erfolgt typspezifisch in

Abhängigkeit vom definierten Referenzzustand (vgl. Kapitel 2.3.4.1, „Anwendung des

Moduls „Versauerung“ für Bewertungszwecke“).

95

2.3.2 Das Modul „Saprobie“

Für 19 der 20 Gewässertypen der vorläufigen deutschen Gewässertypologie nach

Schmedtje et al. (2001) wurden saprobielle Grundzustände definiert (vgl. Kapitel

2.2.2). In einem weiteren Schritt wurden die Gewässertypen mit sehr ähnlichen sapro-

biellen Grundzuständen zu Gruppen zusammengefasst. Für Gewässertyp 12, für den

im Rahmen des UBA-Projektes zum Saprobienindex (Rolauffs et al. 2003) nicht

ausreichend Daten zur Verfügung standen, sowie für die Typen 5.1, 9.1, 9.2, 15_groß

und 21, die neu in die Typenliste aufgenommen worden waren (Sommerhäuser &

Pottgiesser 2003) wurden die saprobiellen Grundzustände von denen vergleichbarer

Typen abgeleitet. Tabelle 27 gibt einen Überblick über die saprobiellen Qualitäts-

klassen der verschiedenen Gewässertyp-Gruppen.

Tabelle 27: Zusammenfassung der 23 deutschen Fließgewässertypen zu saprobiellen Gewässertyp-Gruppen, basierend auf den Ergebnisse des Verfahrens „best of mit EQR-Klassenbildung“ (sehr gut, gut, mäßig, unbefriedigend, schlecht). Dargestellt sind die Grenzen der „saprobiellen Qualitätsklassen“ für die Gewässertyp-Gruppen sowie die Klassengrenzen der jeweils zugehörigen Typen in vereinfachter Form. Nach Rolauffs et al. (2003), verändert

saprobielle Gruppe (Fettdruck) „Saprobielle Qualitätsklasse“ {Typ-Nr.} Typbezeichnung sehr gut gut mäßig unbefr. schlecht

Gruppe A: Typen 1, 2 ≤ 1,10 – 1,25

> 1,25 – 1,85

> 1,85 – 2,55

> 2,55 – 3,30

> 3,30 – 4,00

{1} Fließgewässer der Alpen 1,11-1,25 1,25-1,83 1,83-2,55 2,55-3,28 3,28-4,00{2} Fließgewässer des Alpenvorlandes 1,12-1,26 1,26-1,84 1,84-2,56 2,56-3,28 3,28-4,00

Gruppe B: Typen 3, 4, 5, 5.1, 6, 7, 16 ≤ 1,25 – 1,40

> 1,40 – 1,95

> 1,95 – 2,65

> 2,65 – 3,35

> 3,35 – 4,00

{3} Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes 1,42-1,55 1,55-2,06 2,06-2,71 2,71-3,35 3,35-4,00{4} Große Flüsse des Alpenvorlandes 1,25-1,38 1,38-1,93 1,93-2,62 2,62-3,31 3,31-4,00{5} Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche 1,21-1,35 1,35-1,91 1,91-2,61 2,61-3,30 3,30-4,00{5.1} Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche {6} Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 1,31-1,44 1,44-1,98 1,98-2,65 2,65-3,33 3,33-4,00{7} Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 1,26-1,40 1,40-1,94 1,94-2,63 2,63-3,31 3,31-4,00{16} Kiesgeprägte Tieflandbäche 1,33-1,46 1,46-2,00 2,00-2,67 2,67-3,33 3,33-4,00

Gruppe C: Typ 9, 9.1, 9.2 ≤ 1,40 – 1,55

> 1,55 – 2,05

> 2,05 – 2,70

> 2,70 – 3,35

> 3,35 – 4,00

{9} Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 1,38-1,51 1,51-2,03 2,03-2,69 2,69-3,34 3,34-4,00{9.1} Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse {9.2} Große Flüsse des Mittelgebirges

96

saprobielle Gruppe (Fettdruck) „Saprobielle Qualitätsklasse“ {Typ-Nr.} Typbezeichnung sehr gut gut mäßig unbefr. schlecht

Gruppe D: Typ 11 ≤ 1,45 – 1,60

> 1,60 – 2,10

> 2,10 – 2,75

> 2,75 – 3,35

> 3,35 – 4,00

{11} Organisch geprägte Bäche 1,48-1,60 1,60-2,11 2,11-2,74 2,74-3,37 3,37-4,00

Gruppe E: Typen 14, 17 ≤ 1,55 – 1,70

> 1,70 – 2,20

> 2,20 – 2,80

> 2,80 – 3,40

> 3,40 – 4,00

{14} Sandgeprägte Tieflandbäche 1,60-1,72 1,72-2,20 2,20-2,80 2,80-3,40 3,40-4,00{17} Kiesgeprägte Tieflandflüsse 1,64-1,76 1,76-2,23 2,23-2,82 2,82-3,41 3,41-4,00

Gruppe F: Typen 10, 12, 15, 15_groß, 18, 19 ≤ 1,75 – 1,90

> 1,90 – 2,30

> 2,30 – 2,90

> 2,90 – 3,45

> 3,45 – 4,00

{10} Kiesgeprägte Ströme 1,91-2,01 2,01-2,43 2,43-2,95 2,95-3,48 3,484,00{12} Organisch geprägte Flüsse {15} Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse 1,74-1,85 1,85-2,30 2,30-2,87 2,87-3,43 3,43-4,00{15_groß} Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse, >1.000 km² EZG {18} Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche 1,77-1,89 1,89-2,33 2,33-2,89 2,89-3,44 3,44-4,00{19} Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern 1,77-1,89 1,89-2,33 2,33-2,89 2,89-3,44 3,44-4,00

Gruppe G: Typ 20, 21 ≤ 1,85 – 2,00

> 2,00 – 2,40

> 2,40 – 2,95

> 2,95 – 3,45

> 3,45 – 4,00

{20} Sand- und kiesgeprägte Ströme mit breiten Auen (u. a. Unterläufe der Elbe, Weser, Oder, Rhein) 2,08-2,18 2,18-2,56 2,56-3,04 3,04-3,52 3,52-4,00{21} Seeausflussgeprägte Fließgewässer

2.3.3 Das Modul „Allgemeine Degradation“

Bei 21 der 24 deutschen Gewässertypen kann die Bewertung der „Allgemeinen

Degradation“ mit Hilfe eines Multimetrischen Index vorgenommen werden, der sich, in

Abhängigkeit vom Gewässertyp, aus einer bestimmten Anzahl definierter Einzelindices

zusammensetzt.

Die Bewertung der „Allgemeinen Degradation“ ergibt sich wie folgt:

• Berechnung der Metric-Ergebnisse




−=

97


• Der Multimetrische Index wird durch Mittelwertbildung aus den Werten der [0;1]-Intervalle der Einzelmetrics berechnet.

• Das Ergebnis des multimetrischen Index wird für jeden Gewässertyp auf dieselbe Art in die Qualitätsklasse überführt: sehr gut: > 0,8 gut: > 0,6-0,8 mäßig: > 0,4-0,6 unbefriedigend: > 0,2-0,4 schlecht: ≤ 0,2

• Ausnahmen stellen die Gewässertypen 10 und 20 sowie 11 und 12 dar.

• Bei der Gewässertypengruppe der Ströme (Typen 10, 20) wird das Ergebnis des Metrics „Potamon-Typie-Index (Häufigkeitsklassen)“ direkt in eine Qualitätsklasse überführt.

• Bei den Ökoregion unabhängigen organisch geprägten Gewässern (Typen 11 und 12) wird zunächst der Metric „Fauna-Index organische Bäche“ (German Fauna Index D02) berechnet. Liegt dieser Wert über 1,2 wird die Qualitätsklasse „sehr gut“ vergeben. Liegt der Wert darunter, wird ein Multimetrischer Index berechnet und analog zu den anderen Gewässertypen in eine Qualitätsklasse überführt. Möglich sind nur die noch verbleibenden Qualitätsklassen „gut“ bis „schlecht“. Die Qualitätsklassen werden in diesem Fall wie folgt berechnet: gut: > 0,75 mäßig: > 0,5-0,75 unbefriedigend: > 0,25-0,5 schlecht: ≤ 0,2510

10 Dem abweichenden Vorgehen liegt die Annahme zu Grunde, dass bei den organisch geprägten Bächen und Flüssen der Typen 11 und 12 die erste Degradationsstufe einem naturnahen mineralischen Tieflandgewässer entspricht. Daher werden nur die Gewässer, die sich in einem sehr guten Zustand befinden mit dem Fauna-Index für organische Bäche bewertet; bei allen weiteren greift ein Multimetrischer Index, der vergleichbar mit dem für die mineralischen Tieflandgewässer ist. Da sich diese Annahme in Bearbeitungsphase III auf Grundlage einer größeren Datenbasis nicht belegen ließ, wurde bei dem abschließenden Index-Vorschlag auf ein abweichendes Vorgehen verzichtet und ein Multimetrischer Index für die Typen 11 und 12 vorgelegt.

98

Die Tabellen in den folgenden Kapiteln geben die Core Metrics der 21 Gewässertypen

mit den der Berechnung zu Grunde liegenden Ankerpunkten wieder.

2.3.3.1 Gewässertypengruppe „Fließgewässer der Alpen und des Alpenvorlandes“

Tabelle 28: Core Metrics Gewässertyp 1 (Fließgewässer der Alpen)

Metric-Typ Metric-Name oberer Ankerpunkt

unterer Ankerpunkt

Zusammensetzung/ Abundanz Crustacea [%] 0,00 % ≥ 15,00 %

Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche ≥ 1,75 ≤ -0,50 Toleranz Anteil Xenosaprobe [%] ≥ 30,00 % ≤ 3,00 % Funktionale Metrics Epirhithral-Besiedler [%] ≥ 46,00 % ≤ 23,00 % Funktionale Metrics Lithal-Besiedler [%] ≥ 75,00 % ≤ 50,00 Funktionale Metrics Sammler [%] ≤ 14,00 % ≥ 60,00 %

Tabelle 29: Core Metrics Gewässertyp 2 (Fließgewässer des Alpenvorlandes)


unterer Ankerpunkt

Zusammensetzung/ Abundanz Plecoptera [%] ≥ 20,00 % 0,00 %

Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,50 ≤ 1,50 Toleranz Rhithron-Typie-Index ≥ 14,0 ≤ 4,00 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche ≥ 1,20 ≤ -1,50 Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 40,00 % ≤ 10,00 %

Tabelle 30: Core Metrics Gewässertyp 3 (Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,50 ≤ 1,80 Toleranz Rhithron-Typie-Index ≥ 14,0 ≤ 4,00 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche ≥ 1,20 ≤ -1,50 Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 40,00 % ≤ 10,00 %

99

2.3.3.2 Gewässertypengruppe „Mittelgebirgsbäche“

Tabelle 31: Core Metrics Gewässertyp 5 (Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,40 ≤ 1,80 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche ≥ 1,60 ≤ -1,40 Funktionale Metrics Epirhithral-Besiedler [%] ≥ 42,00 % ≤ 10,00 % Funktionale Metrics Rheoindex nach Banning (HK) 1,0 ≤ 0,55

Funktionale Metrics Steinbesiedler [%] (nach Braukmann) (HK) ≥ 40,00 % 0,00 %

Tabelle 32: Core Metrics Gewässertyp 5.1 (Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,06 ≤ 1,46 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche ≥ 1,04 ≤ -1,36 Toleranz Anteil Xenosaprobe [%] (HK) ≥ 12,75 % 0,00 %

Tabelle 33: Core Metrics Gewässertyp 6 (Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,10 ≤ 1,00 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche ≥ 1,30 ≤ -1,60 Funktionale Metrics Epirhithral-Besiedler [%] ≥ 30,00 % ≤ 8,00 % Funktionale Metrics Rheoindex nach Banning (HK) ≥ 0,9 ≤ 0,4

Funktionale Metrics Steinbesiedler [%] (nach Braukmann) (HK) ≥ 30,00 % 0,00 %

100

Tabelle 34: Core Metrics Gewässertyp 7 (Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 2,80 ≤ 1,20 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche ≥ 1,30 ≤ -1,60 Funktionale Metrics Epirhithral-Besiedler [%] ≥ 31,00 % ≤ 6,00 % Funktionale Metrics Rheoindex nach Banning (HK) ≥ 0,9 ≤ 0,4

Funktionale Metrics Steinbesiedler [%] (nach Braukmann (HK) ≥ 33,00 % 0,00 %

2.3.3.3 Gewässertypengruppe „Mittelgebirgsflüsse“

Tabelle 35: Core Metrics Gewässertyp 9 (Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse)


unterer Ankerpunkt

Zusammensetzung/ Abundanz EPT [%] (HK) ≥ 75,00 % ≤ 25,00 %

Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,70 ≤ 1,80 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse ≥ 1,25 ≤ -1,40 Funktionale Metrics Metarhithral-Besiedler [%] ≥ 35,00 % ≤ 10,00 % Funktionale Metrics Pelal-Besiedler [%] ≤ 1,00 % ≥ 25,00 %

Funktionale Metrics Rheoindex nach Banning (Individuenzahlen) 1,00 ≤ 0,15

Tabelle 36: Core Metrics Gewässertyp 9.1 (Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,20 ≤ 1,20 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse ≥ 1,10 ≤ -1,50 Funktionale Metrics Metarhithral-Besiedler [%] ≥ 35,00 % ≤ 10,00 % Funktionale Metrics Pelal-Besiedler [%] ≤ 1,00 % ≥ 27,00 %


101

Tabelle 37: Core Metrics Gewässertyp 9.2 (Große Flüsse des Mittelgebirges)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,10 ≤ 1,80 Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse ≥ 1,60 ≤ 0,00 Funktionale Metrics Metarhithral-Besiedler [%] ≥ 25,00 % ≤ 8,00 % Funktionale Metrics Pelal-Besiedler [%] ≤ 1,00 % ≥ 8,00 %


2.3.3.4 Gewässertypengruppe „Mineralische Tieflandgewässer“

Tabelle 38: Core Metrics Gewässertyp 14 (Sandgeprägte Tieflandbäche)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,20 ≤ 1,50 Vielfalt/ Diversität Plecoptera-Arten ≥ 3 0 Toleranz Fauna-Index Tieflandbäche ≥ 1,30 ≤ -1,10 Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 70,00 % ≤ 15,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 45,00 % 0,00 %

Tabelle 39: Core Metrics Gewässertyp 15 (Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,50 ≤ 1,00 Vielfalt/ Diversität Trichoptera-Arten ≥ 15 0 Toleranz Fauna-Index Tieflandflüsse ≥ 1,50 ≤ -1,50 Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 70,00 % ≤ 10,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 35,00 % ≤ 3,00 %

102

Tabelle 40: Core Metrics Gewässertyp 15_groß: Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse, > 1.000 km2 EZG


unterer Ankerpunkt

Zusammensetzung/ Abundanz EPT [%] (HK) ≥ 60,00 % 0,00 %

Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,50 ≤ 1,00 Toleranz Potamon-Typie-Index ≤ 1,90 ≥ 4,50 Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 60,00 % ≤ 5,00 % Funktionale Metrics Hyporhithral-Besiedler [%] ≥ 29,00 % ≤ 6,00 %

Tabelle 41: Core Metrics Gewässertyp 16 (Kiesgeprägte Tieflandbäche)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Trichoptera-Arten ≥ 12 0 Toleranz Fauna-Index Tieflandbäche ≥ 1,30 ≤ -1,00 Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 45,00 % 0,00 %

Tabelle 42: Core Metrics Gewässertyp 17 (Kiesgeprägte Tieflandflüsse)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,50 ≤ 1,00 Vielfalt/ Diversität Trichoptera-Arten ≥ 15 0 Toleranz Fauna-Index Tieflandflüsse ≥ 1,00 ≤ -0,50 Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 70,00 % ≤ 10,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 35,00 % ≤ 3,00 %

Tabelle 43: Core Metrics Gewässertyp 18 (Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,20 ≤ 1,50 Vielfalt/ Diversität Plecoptera-Arten ≥ 3 0 Toleranz Fauna-Index Tieflandbäche ≥ 1,30 ≤ -1,10 Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 70,00 % ≤ 15,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 45,00 % 0,00

103

Tabelle 44: Core Metrics Gewässertyp 19 (Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern)11


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,50 ≤ 1,00 Toleranz Fauna-Index Tieflandbäche ≥ 1,10 ≤ -1,40 Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 70,00 % ≤ 10,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 45,00 % 0,00 %

2.3.3.5 Gewässertypengruppe „Organische Tieflandgewässer“

Tabelle 45: Core Metrics Gewässertyp 11 (Organisch geprägte Bäche)11


unterer Ankerpunkt

Toleranz Fauna-Index organische Bäche ≥ 1,20 ≤ 1,20 Zusammensetzung/ Abundanz EPT [%] (HK) ≥ 55,00 % 0,00 %

Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,00 ≤ 1,00 Toleranz Fauna-Index Tieflandbäche ≥ 1,30 ≤ -1,10 Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 70,00 % ≤ 15,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 45,00 % 0,00 %

Tabelle 46: Core Metrics Gewässertyp 12 (Organisch geprägte Flüsse)11


unterer Ankerpunkt

Toleranz Fauna-Index organische Bäche ≥ 1,20 < 1,20 Zusammensetzung/ Abundanz EPT [%] (HK) ≥ 60,00 % ≤ 10,00 %

Vielfalt/ Diversität Shannon-Wiener-Diversität ≥ 3,50 ≤ 1,00 Toleranz Fauna-Index Tieflandflüsse ≥ 1,50 ≤ -1,50 Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 70,00 % 0,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 40,00 % ≤ 10,00 %

11 Die Zusammensetzung des Multimetrischen Index für die Typen 11, 12 und 19 wurde im Rahmen des von der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) geförderten Forschungsvorhabens „Abschließende Arbeiten zur Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands in das bundesweite Typen- und Bewertungssystem“ (O 21.03) (Meier et al. 2004) einer ersten Überarbeitung unterzogen (vgl. Kapitel 3.1.2).

104

2.3.3.6 Gewässertypengruppe „Ströme“

Tabelle 47: Core Metrics Gewässertyp 10 (Kiesgeprägte Ströme)


unterer Ankerpunkt

Toleranz Potamon-Typie-Index 1,0 5,0

Vielfalt/ Diversität Taxazahl

k.A. (Metric wird nur zur Information ausgegeben)

Funktionale Metrics Verhältnis r- zu K-Strategen


Funktionale Metrics Verhältnis aktive zu passiven Filtrierern


Tabelle 48: Core Metrics Gewässertyp 20 (Sandgeprägte Ströme)


unterer Ankerpunkt

Toleranz Potamon-Typie-Index 1,0 5,0

Vielfalt/ Diversität Taxazahl


Funktionale Metrics Verhältnis r- zu K-Strategen


Funktionale Metrics Verhältnis aktive zu passiven Filtrierern


105

2.3.4 Das Modul „Versauerung“

2.3.4.1 Verfahrensbeschreibung

Biologische Säureindikation

Die als Bioindikatoren für den Säuregrad des Wassers verwendeten Makroinverte-

braten lassen sich analog den weiter oben vorgestellten chemischen Einteilungen (vgl.

Kapitel 2.2.3.1) unterschiedlich saurer Bäche nach dem Grad ihrer Säureempfindlich-

keit in folgende fünf Klassen einteilen:

Tabelle 49: Klasseneinteilung der Säureempfindlichkeit

Klasse Grad der Säureempfindlichkeit Vorkommen 1 Säureempfindliche Organismen Nur in permanent nicht sauren Gewässern 2 Mäßig säureempfindliche Organismen Auch in leicht sauren Gewässern 3 Säuretolerante Organismen Vertragen stärkere periodische Säureschübe4 Säureresistente Organismen Auch in periodisch stark sauren Gewässern

noch lebensfähig, oft wegen fehlender Konkurrenten häufiger als in weniger sauren Bächen

5 Sehr säureresistente Organismen In permanent stark sauren Gewässern, aus Mangel an Konkurrenz und der extrem sauren Lebensbedingungen erreichen wenige Arten hohe Individuendichten

Die häufig und regelmäßig in unterschiedlich sauren Bächen anzutreffenden Makro-

invertebraten, die aufgrund ihrer Verbreitungsschwerpunkte kategorisiert wurden,

werden den fünf Säureklassen zugeordnet (Braukmann & Biss 2004). Der Schwer-

punkt der Datenbasis für die hier dargestellte fünfstufige Klassifikation liegt in den

südlichen und zentralen silikatischen Mittelgebirgsbächen. Zusätzlich wurden Informa-

tionen aus Bächen des Norddeutschen Tieflandes in der Lüneburger Heide (Hübner &

Klose 1998a, b) berücksichtigt.

Entsprechend ihrer unterschiedlichen Empfindlichkeit gegenüber dem Säuregrad der

Fließgewässer erhalten die häufigsten und wichtigsten Bachorganismen einen Zeiger-

wert von 1 bis 5 (1 = saureempfindlich bis 5 = sehr säureresistent).

106

In Anhang VIII sind alle Makroinvertebraten aufgelistet, die zur biologischen Indikation

des Säurezustandes in Fließgewässern in den letzten Jahren einen Indikatorwert

aufgrund vergleichender chemischer und biologischer Untersuchungen erhalten

haben. Unter Berücksichtigung neuerer biologischer und chemischer Befunde aus

Bayern (Bauer 1998, briefl. Mitt.), dem Erzgebirge (Arnscheidt 1993, 2001, Ehlert

1995, Mädler & Arnscheidt 1996) und dem nördlichen Saarland (Baltes 1998) wurde

die Liste der Säureindikatoren (Makrozoobenthos) aktualisiert. Die Liste enthält 278

Taxa mit Zeigerwerten von 1 bis 5, welche die Empfindlichkeit gegenüber Säurebe-

lastungen in kalkarmen silikatischen Fließgewässern wiedergeben.

Details der den Säureklassen 1 bis 5 zugeordneten Arten und Artengruppen sind in

Braukmann & Biss (2004) zu finden.

Bewertungsvarianten

Zur Bestimmung des Säuregrades ist die Artenhäufigkeit an einer Untersuchungsstelle

zu erfassen. Um zu vermeiden, dass einzelne, zufällig in die Probe geratene Indivi-

duen das Ergebnis der Säureindikation zu stark beeinflussen, ist entweder die

Ermittlung von Häufigkeitsklassen (als Mindestanforderung an eine angemessene

Auswertung) oder besser die Feststellung der Individuenzahl aller vorkommenden

Taxa erforderlich. Nach den Vorgaben der EG-WRRL ist ohnehin die Erfassung der

Individuenabundanz notwendig, um die ökologische Qualität zu ermitteln. Wie bei der

Bestimmung des Saprobienindex ist auch für die biologische Säureindikation die

Häufigkeit der einzelnen Taxa ein wichtiger Faktor, der das Bewertungsergebnis

entscheidend beeinflusst. Nachfolgend werden zwei Varianten vorgestellt, welche die

Abundanz in unterschiedlicher Weise berücksichtigen.

Aus der Gesamtheit aller Organismen einer Untersuchungsstelle wird zunächst die

Menge aller säureempfindlichen Arten und Gattungen, beginnend mit dem Zeigerwert

1 (= säureempfindliche Taxa), addiert. Die Auswertung und Bewertung des Säure-

grades der Probe geschieht über ein kumulatives Summenverfahren:

Die Taxa einer Probe werden in erster Priorität nach ihren spezifischen Säureindices

sortiert, anschließend innerhalb gleicher Index-Bereiche nach steigender Häufigkeit

(Abundanz, Dominanz oder Häufigkeitsklasse) geordnet. Entweder werden in

Variante 1 die klassifizierten Häufigkeitswerte (7-stufige Häufigkeitsklassen) oder in

107

Variante 2 die Dominanz-Werte (relative prozentuale Anteile der einzelnen Taxa an

der gesamten Individuenzahl aller Taxa einer Probe) aufsummiert.

Variante 1: Die Häufigkeiten der Taxa mit Zeigerwert 1 (Säureindex 1) werden bis zu einem

Mindestschwellenwert der Summe der Häufigkeitsklassen der betreffenden Indika-

toren von 4 aufsummiert.

Wird diese Schwelle bereits bei den Indikatoren für Säureklasse 1 erreicht, so kann

das Gewässer als permanent nicht sauer klassifiziert werden, da genügend

empfindliche Zeigerorganismen für diese Klasse vorhanden sind.

Wird der Schwellenwert mit den Organismen der Säureklasse 1 nicht erreicht, so wird

das Organismenkollektiv anschließend auf die nächst unempfindlicheren Tiere der

Säureklasse 2 hin analysiert usw., bis im Extremfall der Häufigkeitsschwellenwert bei

den Organismen der Säureklasse 5 (den sehr säureresistenten Taxa) erreicht wird.

Es sei hier darauf hingewiesen, dass die Häufigkeitswerte (Häufigkeitsklassen)

innerhalb der einzelnen Säureklassen kumuliert werden, d. h. die Werte der Taxa in

der Säureklasse 1 werden im Speicher („im Sinn“) behalten, wenn in dieser Säure-

klasse der Schwellenwert nicht erreicht wird. Zu diesen werden dann diejenigen der

folgenden Säureklassen bis zum Erreichen des Schwellenwertes hinzu addiert.

Wenn die Mindesthäufigkeit auch bei Säureklasse 5 nicht erreicht wird, ist keine

Indikation möglich.

Variante 2: Als alternative Möglichkeit zur Addition von Häufigkeitsklassen können auch die

Dominanzwerte der einzelnen Taxa je Säureklasse bis zu einer Dominanz-Summe

von 10% addiert werden. Hierzu ist die Ermittlung der Individuenzahl aller unter-

suchten Taxa pro Probenahme erforderlich.

Je nach Probenahmevorschrift (Ermittlung von Häufigkeitsklassen oder Individuen-

zahlen) ist der Einsatz von Variante 1 oder 2 möglich. Da bisher in den meisten

Bundesländern mit Häufigkeitsklassen gearbeitet wurde und eine Vergleichbarkeit mit

früheren Untersuchungen gewährleistet sein sollte, ist bislang der Variante 1 der

Vorzug gegeben worden. Im Zusammenhang mit der EG-WRRL wird für künftige

108

Untersuchungen Variante 2 empfohlen, da für die biologischen Untersuchungen die

Erfassung der Individuenabundanz vorgeschrieben ist.

Das Prinzip dieses Bewertungsverfahrens unterscheidet sich grundlegend von demje-

nigen des Saprobiensystems. Es wird nicht, wie beim Saprobienindex, ein Mittelwert

aus den Zeigerwerten aller Indikatororganismen einer Untersuchungsstelle gebildet,

sondern eine Bewertung nach dem Prinzip maximaler Empfindlichkeit von

Bioindikatoren gegenüber einem vorherrschenden ökologischen Umweltfaktor, hier

gegenüber dem Säuregrad des Wassers, vorgenommen.

109

Auswertungsbeispiele

Die Vorgehensweise bei der Ermittlung der biologischen Säureklasse soll am Beispiel

von zwei verschiedenen Bächen erläutert werden. Die Taxa sind erstens nach taxa-

spezifischem Säure-Index und zweitens nach Häufigkeit sortiert.

Tabelle 50: Beispiel für die Ermittlung des Säuregrades in einem neutralen Gneisbach PROBESTELLEN NR.: EL844 Zastler, Oberlauf b. Kluseplatz DATUM DER PROBENAHME: 29.06.1988 PROBE NR: 3 SUBSTRAT: Grosse Steine (> 15 cm) FLIESSGESCHWINDIGKEIT: > 0,8 m/s

Taxa, geordnet nach Abundanz DIN- Taxon

Taxa Abundanz(Ind./m2)

Dominanz(%)

Häufigkeits-Klasse

Säure- Index

Saprobie-Wert

Agapetus spp. 180 5,3 6 1 k I * Habroleptoides confusa 2 0,1 2 1 1,6 * Ephemerella mucronata 6 0,2 2 1 1,4 * Glossosoma spp. 400 11,7 7 2 1,5 * Baetis alpinus 200 5,8 6 2 1,2 Rhithrogena spp. 120 3,5 5 2 k I * Gammarus fossarum 30 0,9 3 2 1,6 Hydropsyche spp. 30 0,9 3 2 k I Atherix (Ibisia) marginata 28 0,8 3 2 1,0 * Epeorus sylvicola 12 0,4 2 2 1,4 * Baetis muticus 6 0,2 2 2 1,4 Ecdyonurus spp. 6 0,2 2 2 k I Lithax niger 8 0,2 2 2 1,0 * Liponeura spp. 4 0,1 2 2 1,1 Baetis spp. 1600 46,7 7 3 k I * Philopotamus spp. 50 1,5 4 3 1,3 Siphonoperla torrentium 40 1,2 3 3 1,5 * Esolus angustatus 40 1,2 3 3 1,2 Elmis aenea/maugetii-Gr. 20 0,6 2 3 1,5 Isoperla spp. 16 0,5 2 3 1,5 Haplotaxis gordioides 4 0,1 2 3 1,5 * Limnius perrisi 40 1,2 3 4 1,4 Rhyacophila spp. 30 0,9 3 4 k I Drusus discolor 20 0,6 2 4 1,0 * Odontocerum albicorne 4 0,1 2 4 1,4 Chaetopteryx spp. 150 4,4 5 5 k I * Polycelis felina 80 2,3 4 5 1,1 Leuctra spp. 60 1,8 4 5 1,5 Protonemura spp. 60 1,8 4 5 1,0 Nemoura spp. 2 0,1 2 5 k I Drusus spp. 2 0,1 2 5 1,0 Chaetopterygopsis maclachlani 2 0,1 2 5 1,0 Orthocladiinae 100 2,9 5 k I k I Hydraena lapidicola 20 0,6 2 k I k I Simuliidae 20 0,6 2 k I k I Perla grandis (maxima) 10 0,3 2 k I 1,0 Limoniidae 10 0,3 2 k I k I Sericostomatidae 4 0,1 2 k I k I * Rhyacophila (Hyporhyac.) spp. 4 0,1 2 k I 1,5 Lumbricidae 2 0,1 2 k I k I Limnephilidae 2 0,1 2 k I k I

k I = kein Indikatorwert; Gesamtzahl der Taxa = 41, Gesamt-Individuenzahl = 3424/m² Ergebnis: Variante 1 (Summe der Häufigkeitsklassen = 4) Säureklasse 1 = nicht sauer, Variante 2 (Summe der Dominanzen = 10%) Säureklasse 2 = episodisch schwach sauer

110

Tabelle 51: Beispiel für die Ermittlung des Säuregrades in einem permanent sauren Buntsandsteinbach

PROBESTELLEN NR.: EN205 Dürreychbach, Oberlauf DATUM DER PROBENAHME: 23.03.1988 PROBE NR: 1 SUBSTRAT: Grosse Steine (> 15 cm) FLIESSGESCHWINDIGKEIT: > 0,8 m/s

Taxa, geordnet nach Abundanz DIN-

Taxon Taxa Abundanz

(Ind./m2) Dominanz

(%) Häufigkeits-

Klasse Säure- Index

Saprobie-Wert

Capnia vidua 4 0,1 2 3 1,0 Dicranota spp. 30 1,1 3 4 k I Potamophylax spp. 4 0,1 2 4 2,0 Drusus discolor 4 0,1 2 4 1,0 * Elmis latreillei 4 0,1 2 4 1,1 Protonemura spp. 1600 55,8 7 5 1,0 Drusus annulatus 600 20,9 7 5 1,0 Leuctra spp. 400 14,0 7 5 1,5 * Polycelis felina 40 1,4 3 5 1,1 Nemurella picteti 40 1,4 3 5 k I Chaetopteryx spp. 20 0,7 2 5 k I * Leuctra nigra 10 0,4 2 5 1,4 Plectrocnemia conspersa 6 0,2 2 5 k I * Diura bicaudata 2 0,1 2 5 1,0 Plectrocnemia geniculata 2 0,1 2 5 1,0 Simuliidae 100 3,5 5 k I k I Diamesa spp. 2 0,1 2 k I k I

k I = kein Indikatorwert; Gesamtzahl der Taxa = 17, Gesamt-Individuenzahl = 2868 Ergebnis: Variante 1 (Summe der Häufigkeitsklassen = 4) Säureklasse 4 = stark sauer, Variante 2 (Summe der Dominanzen = 10%) Säureklasse 5 = permanent extrem sauer

Die Probe aus dem neutralen Zastlerbach in Tabelle 50 enthält Taxa aus allen 5

Säureklassen von säureempfindlichen (mit dem Indikator-Wert 1) über mäßig säure-

empfindliche (2), säuretolerante (3) bis hin zu sehr säureresistenten Formen (5).

Darüber hinaus sind einige Taxa ohne Indikatorwert vorhanden.

Die Probe aus dem sauren Dürreychbach in Tabelle 51 hingegen enthält nur eine

säuretolerante Art (mit dem Indikator-Wert 3), die übrigen Taxa sind überwiegend

säureresistent (4) bis sehr säureresistent (5), einige wenige haben keinen Indikator-

Wert.

Die beiden Proben unterscheiden sich nicht nur qualitativ, sondern auch quantitativ im

Hinblick auf die Zahl der Taxa. Die Probe aus dem neutralen Zastlerbach weist mehr

als doppelt so viele Taxa auf wie diejenige aus dem sauren Dürreychbach. Aus den

Additionen der Häufigkeitsklassen (Variante 1, Schwellenwert 4) für Indikatorarten mit

Säureindex 1 ergibt sich für den Gneisbach (Zastlerbach) als Ergebnis die

Säureklasse 1 (= nicht sauer), eine Bewertung nach Dominanzen (Variante 2,

Schwellenwert 10%) die Säureklasse 2 (= episodisch schwach sauer).

111

Der Schwellenwert 4 (Variante 1) wird beim Buntsandsteinbach (Dürreychbach) bei

Säureklasse 4 (= stark sauer) erreicht. Variante 2 (Schwellenwert Dominanz 10%)

führt zu dem noch schlechteren Ergebnis von Säureklasse 5 (= permanent extrem

sauer).

In der letzten Spalte der Tabellen sind zusätzlich die Saprobiewerte der Taxa

angegeben, die zur Bestimmung des Saprobienindex und der Gewässergüteklasse

herangezogen werden. Man erkennt, dass weder der neutrale noch der saure Bach

abwasserbelastet ist. Der Saprobienindex dieser Proben beträgt beim Zastlerbach 1,3

und beim Dürreychbach 1,1. Beide Bäche können demzufolge der Gewässergüte-

klasse 1 (= unbelastet) zugeordnet werden. Gewässergüte und Säuregrad eines Fließ-

gewässers sind also voneinander unabhängige Bewertungsgrößen. Die saprobielle

Gewässergüteklasse 1 ist außerdem für die Anwendbarkeit des Verfahrens ein

Mindestkriterium (s. Kapitel 2.3.4.2).

Anwendung des Moduls „Versauerung“ für Bewertungszwecke

Um die Bewertung zu ermöglichen, werden Referenzzustände säuresensitiver Silikat-

bäche (Gneis-, Schiefer-, Granit-, Sandsteinbäche) für den Fließgewässertyp 5 und

5.1 formuliert.

Als Referenzzustand für säuresensitive Silikatbäche wird ein potenziell natürlicher

chemischer und biologischer Gewässerzustand angenommen, der sich ohne künst-

liche Säureeinträge und unter Annahme einer potenziell natürlichen Waldbedeckung

der Einzugsgebiete (z. B. Buchen- statt Fichtenwald) in den Gewässern einstellen

würde. Zur hydrogeochemisch-geologischen Typenzuordnung der Bäche ist anzumer-

ken, dass die folgenden Definitionen nur für Bäche mit einem geologisch einheitlichen

Einzugsgebiet gelten. Aufgrund der Pufferkapazität der Bäche (vereinfachend wird hier

der Hydrogenkarbonatgehalt angenommen) sind zwei Referenzzustände zu postu-

lieren:

Für Silikatbäche (vor allem Gneis- und Schieferbäche, Typ 5), die aktuell einen

Hydrogenkarbonatgehalt von 0,2 mmol/l und mehr haben, ist - unter den oben

genannten Annahmen eines potenziell natürlichen Zustandes - als Referenz der

hydrogeochemische Säure-Regime-Typ 1 (= permanent neutral; nicht sauer) anzu-

nehmen. Aufgrund des bislang festgestellten Rückgangs der Schwefelsäurebelastung

und des Anstiegs von pH-Wert und Pufferkapazität in sehr gering gepufferten Bächen

112

mit einem aktuellen Hydrogenkarbonatgehalt von unter 2 mmol/l (z. B. im mittleren und

unteren Buntsandstein und in manchen Granitbächen, die keine Moorabflussgewässer

sind), kann ein Referenzzustand des nicht anthropogen beeinträchtigten, naturgege-

benen Säurestatus angenommen werden, der dem Säure-Regime-Typ 2 (episodisch

schwach saure Gewässer) entspricht. Weicht der reale biologische Zustand von

diesen Referenzzuständen ab, so ist der festgestellte Säurestatus als anthropogen

versauert zu klassifizieren.

Eine Bewertung dieser anthropogenen Versauerung gemäß Konzeption der EG-

WRRL erfolgt in zwei Stufen:

1. Biologische Erhebung und Ermittlung des aktuellen Säurestatus der sensitiven

Gewässer gemäß dem hier dargestellten Verfahren.

2. Bewertung des Grades der anthropogenen Belastung durch die Ermittlung der

Abweichung des aktuellen Säurestatus von den typenspezifischen Referenzzu-

ständen entsprechend der Tabelle 52.

Tabelle 52: Übersicht über die Zustandsbewertung nach WRRL

Fließgewässertyp Referenzzu-stand gemäß Säureklasse

Säureklasse Ökologischer Zustand

Farbe

1 sehr gut blau 2 gut grün 3 mäßig gelb 4 unbefriedigend orange

5 Gneis- und

Schieferbäche 1

5 schlecht rot 2 sehr gut blau 3 gut grün 4 mäßig gelb

5.1 Buntsandstein-,

Sand- und gering gepufferte

Granitbäche

2

5 unbefriedigend orange

Im Falle der sehr gering gepufferten Bäche entspricht also zum Beispiel eine

Säureklasse 2 dem sehr guten ökologischen Zustand, die Säureklasse 3 einer

geringen Versauerung und einem guten ökologischen Zustand.

113

2.3.4.2 Anwendbarkeit und Mindestkriterien

Das hier vorgestellte Bewertungsverfahren gibt den biologisch indizierten Säure-

zustand eines Untersuchungsgewässers wieder.

Die Gewässertypen, in denen das Modul „Versauerung“ ausführlich erprobt wurde und

in welchen es Anwendung findet, sind:

• Typ 5 (Grobmaterialreiche silikatische Mittelgebirgsbäche: Gneis, Granit, Schiefer, übrige Vulkangebiete);

• Typ 5.1 (Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche: Buntsandstein, Sandbedeckung).

Als quantitatives Mindestkriterium der biologischen Proben ist eine Mindesthäufigkeit

bei Kumulation aller Indikatorarten pro Säureklasse von 4 (= Summe der Häufigkeits-

klassen) vorgeschrieben. Dies gewährleistet, dass eine ausreichende Anzahl

Indikatororganismen vorhanden ist. Wird die Mindesthäufigkeit nicht erreicht, ist keine

Indikation möglich.

Das geschilderte Verfahren führt nur in kalkarmen und unbelasteten Fließgewässern

der saprobiellen Qualitätsklassen „sehr gut“ und „gut“ zu plausiblen Einstufungen.

Zur Einschätzung, ob ein Gewässer versauerungsgefährdet ist, sollten vor Ort

chemische Vortests durchgeführt werden. Hierfür eignet sich die Bestimmung der

Säurekapazität anhand eines einfachen Farbindikator-Tests:

• Bei Werten zwischen 1 und 0,5 mmol/l (KS 4,3) genügt ein einfacher biologischer Test auf säuresensitive Taxa wie Gammariden und Ephemeropteren (vgl. Arn-scheidt 2001).

• Bei Werten unter 0,5 mmol/l ist eine gründliche biologische Untersuchung erforder-lich.

114

2.4 Anwendung des Bewertungssystems und der Benutzer-Software12

2.4.1 Voraussetzungen für die Anwendung

Zur Anwendung des im Projekt entwickelten Bewertungsverfahrens für die Fließge-

wässer Deutschlands mittels Makrozoobenthos müssen gewisse Rahmenbe-

dingungen erfüllt sein. Diese betreffen in erster Linie die zu Grunde liegende Probe-

nahmemethodik.

Es wird dringend empfohlen, das Verfahren nur auf Taxalisten anzuwenden, die mit

einer „Multi-Habitat-Sampling“ Methode erhoben worden sind (vgl. Haase &

Sundermann 2004) und die Individuenzahlen enthalten. Taxalisten, die lediglich

Häufigkeitsklassen enthalten, sind zwar prinzipiell mit der zur Verfügung gestellten

Software auch berechenbar, dies sollte jedoch lediglich zu informativen Zwecken und

nicht zu Bewertungszwecken erfolgen. In diesem Fall müssen die Häufigkeitsklassen

vorweg unter Verwendung des Klassenmittels in Individuenzahlen umgewandelt

werden.

Im Verlauf der Analysen stellte sich heraus, dass Frühjahrsproben für Bäche und

Frühsommer-/Sommerprobenahmen für Flüsse die beste Aussage über den

Belastungszustand erlauben. Daher wurde das Verfahren auf diese Zeitpunkte

geeicht.

Tabelle 47 gibt die für eine plausible Bewertung relevanten Probenahmezeitpunkte für

die Fließgewässertypen wieder. Der Zeitpunkt der Probenahme orientiert sich in der

Regel an der Einzugsgebietsgröße des Gewässers. Kleinere Fließgewässer mit einem

EZG ≤100 km² sollten von Februar bis April (Mai) beprobt werden, größere

Fließgewässer mit einem EZG >100 km² von (Mai) Juni bis Juli. Bei

größenübergreifenden Gewässertypen (z. B. Typ 1) ist der Probenahmezeitpunkt

entsprechend der Einzugsgebietsgröße des jeweiligen Abschnittes zu wählen.

12 Die hier dargestellten Hinweise zur Anwendung des Bewertungssystems und der Bewertungssoftware beziehen sich auf den Stand März 2004 nach Abschluss der Bearbeitungsphase I des Forschungsvor-habens. Die aktuellen Hinweise zur Bewertung und der zugehörigen Software enthält die jeweils neueste Version des „Methodischen Handbuchs Fließgewässerbewertung“, die unter [http://www.fliessge-waesserbewertung.de] verfügbar ist.

115

Tabelle 53: Probenahmezeitpunkt für die biozönotisch bedeutsamen Fließgewässer-typen der BRD Bearbeitungsstand: 15. Dezember 2003, Bearbeitung: M. Sommerhäuser & T. Pottgiesser (auf der Grundlage von Schmedtje et al. 2001), verändert. 1 = Februar bis April (Mai), 2 = (Mai) Juni bis Juli

Längszonierung

Typ / Kurzname

Bac

h

Kl.

Flus

s

Gr.

Flus

s

Stro

m

Typ 1: Fließgewässer der Alpen 1 2 2

Typ 2: Fließgewässer des Alpenvorlandes 1 2

Typ 3: Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes 1 2

Typ 4: Große Flüsse des Alpenvorlandes 2

Typ 5: Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche 1

Typ 5.1: Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche 1

Typ 6: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 1

Typ 7: Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche 1

Typ 9: Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 2

Typ 9.1: Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse 2

Typ 9.2: Große Flüsse des Mittelgebirges 2

Typ 10: Kiesgeprägte Ströme 2

Typ 11: Organisch geprägte Bäche 1/2

Typ 12: Organisch geprägte Flüsse 1/2 1/2



Typ 15_groß: Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse, >1.000 km² EZG 2


Typ 17: Kiesgeprägte Tieflandflüsse 2 2


Typ 19: Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern 1


Typ 21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer 1/2 1/2

Typ 22: Marschengewässer 1 2 2 2

Typ 23: Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse 2 2

Eine weitere Voraussetzung ist die Bestimmung der Taxa entsprechend der

Operationellen Taxaliste (Haase & Sundermann 2004), welche die Taxa umfasst, die

durch einen erfahrenen Gewässerbiologen sicher bestimmt werden können.

116

Da es sich um ein typspezifisches Bewertungsverfahren handelt, muss der Anwender

zu seinen Artenlisten auch die Information zum Gewässertyp besitzen.

Für die Anwendung des neuen Bewertungsverfahrens stehen zwei verschiedene

Software Produkte zur Verfügung.

2.4.2 Nutzung der Datenbank Assess

ASSESS kann sowohl als Datenbank zur Datenhaltung von Gewässerstammdaten

und biologischen Daten dienen als auch mit Hilfe seines integrierten Bewertungs- und

Berechnungsprogramms Maßzahlen und zwei Bewertungsverfahren einer Gewässer-

probestelle ausgeben. Die Optionen im Bewertungsverfahren sind einmal eine Bewer-

tung nach dem in diesem Projekt neu entwickelten deutschlandweit einheitlichen

Bewertungsverfahren oder eine Bewertung nach IBI 12 und dessen Metrics. Nach

Einspeisung der Daten per Hand oder in Form eines Imports eines Excel- oder

Accessdatenfiles ist das Programm in der Lage, Maßzahlen und Bewertungsverfahren

anzuzeigen oder auch wieder als Excelfiles für eine oder mehrere Probestellen zu

exportieren. Die Taxa können mit unterschiedlichen Erscheinungsformen (larval, adult,

Schale etc.) eingegeben werden. Außerdem sind sämtliche autökologischen

Informationen und typspezifischen Referenzbedingungen, die für die

Maßzahlenberechnung von Relevanz sind, für den Benutzer abfragbar. Darüber

hinaus kann eine Vielzahl weiterer autökologischer Informationen für die

Makrozoobenthosarten Deutschlands sowie die Systematik zu einzelnen Taxa

eingesehen werden. Voraussetzung zur Verwendung des Programms ist die

Installation von Microsoft ACCESS 2000 oder neuerer Versionen auf dem Rechner

des Benutzers.

2.4.3 Nutzung der AQEM-Software

Das AQEM European stream assessment program (Version 2.3) ist eine Software zur

Berechnung der ökologischen Qualität von Fließgewässern nach den Vorgaben der

EG-WRRL anhand von Makroinvertebraten.

Es bezieht sich auf insgesamt 48 europäische Gewässertypen in den Staaten

Deutschland, Griechenland, Italien, Niederlande, Österreich, Portugal, Schweden und

Tschechien. Für die 48 Gewässertypen ist das Programm in der Lage, aus einer

Taxaliste des Makrozoobenthos folgende Werte zu berechnen:

117

• die Ökologische Qualitätsklasse, aus einer Reihe gewässertypspezifischer „Metrics“, deren Ergebnisse eng mit der Degradation eines Gewässers korreliert sind (Die Metrics beziehen sich jeweils auf einen Degradationsfaktor („Stressor“), z. B. organische Belastung oder Degradation der Gewässermorphologie)

• eine große Zahl zusätzlicher Metrics, die zur weiteren Interpretation der Daten dienen.

Das Programm ist in der Lage, Taxalisten aus Excel einzulesen (alternativ auch als

ASCII file) und die Ergebnisse der Berechnung wieder nach Excel zu exportieren.

Das Programm bietet die Möglichkeit mit zwei verschiedenen Bewertungsverfahren

(Germany official system, das hier geschilderte Bewertungsverfahren; Alternative:

Germany, original AQEM system) den ökologischen Zustand der deutschen

Fließgewässertypen zu ermitteln. Grundlage für die typspezifische Differenzierung

beider Verfahren ist die Gewässertypentabelle der LAWA (Sommerhäuser &

Pottgiesser 2003 nach Schmedtje et al. 2001).

AQEM European stream assessment program ist direkt über die Homepage

www.aqem.de oder über die Homepage der Abteilung Hydrobiologie der Universität

Duisburg-Essen (http://www.uni-essen.de/hydrobiologie/g_frameseite_limnodirect.htm)

zu beziehen.

118

3. Phase II des Vorhabens (01.04.2004-31.12.2004): Überarbeitung des Moduls „Saprobie“ und Erarbeitung von Materialien für die Anwendung in der wasserwirtschaftlichen Praxis

3.1 Beiträge assoziierter Forschungsvorhaben zur Weiterentwicklung der Fließgewässerbewertung auf der Grundlage des Makrozoo-benthos

3.1.1 „Bundesweiter Praxistest“

Ziel des „Bundesweiten Praxistests“13 ist die Erprobung und Weiterentwicklung des

Anfang 2004 vorgelegten Verfahrensvorschlags für eine standardisierte Erfassung und

Auswertung von Makrozoobenthosproben (Haase & Sundermann 2004) sowie des in

Phase I entwickelten Bewertungssystems (vgl. Kapitel 2.3). Hierzu wurden sämtliche

Fließgewässertypen, verteilt auf Probestellen in allen 16 Bundesländern, beprobt, um

praktische Erfahrungen mit der Methode zu sammeln und das Verfahren noch besser

an die Erfordernisse der Praxis anzupassen.

Der Praxistest lässt sich in die Teilbereiche „Probenahme“, „Probensortierung“, „Be-

stimmung der Organismen“ und „Auswertung per EDV“ (mit Hilfe der AQEM-Software)

unterteilen. Im Rahmen des hier beschriebenen Forschungsvorhabens interessieren

vor allem die Ergebnisse der Validierung des Bewertungssystems. Die Überprüfung

des Systems, insbesondere des Moduls „Allgemeine Degradation“, wird in zwei

Schritten vorgenommen, bevor das System eine breite Anwendung in der Wasserwirt-

schaft findet:

• 1. Schritt: Validierung mit den Daten des Praxistests Validierung mit einem kleinen, sehr homogenen Datensatz, dessen Auswertung wertvolle Hinweise auf eventuell notwendige Modifikation innerhalb des Systems gibt.

13 „Bundesweite Anwendung und Erprobung der neu entwickelten Verfahren zur Fließgewässerbe-wertung mit dem Makrozoobenthos gemäß EU-WRRL (Bundesweiter Praxistest)“ (Auftraggeber: LAWA)

119

• 2. Schritt: Validierung mit Daten aus den Bundesländern („Länder-Praxistest“) Validierung mit Hilfe eines umfangreichen Datensatzes, der 2004 von den Bundesländern erhoben wurde; die in Schritt 1 aufgestellten Hypothesen werden überprüft und zudem Anregungen aus den Vorauswertungen der Bundesländer aufgegriffen (siehe Kapitel 4.2.1).

Tabelle 54 fasst die Ergebnisse des ersten Validierungsschrittes zusammen.

Einzelheiten zur Auswertung und zu den Ergebnissen können dem Schlussbericht des

„Bundesweiten Praxistests“ entnommen werden.

Ausnahmen hinsichtlich der Entwicklung des Bewertungssystems stellen die Typen

11, 12, 19 sowie 21 und 23 dar. Die Verfahren für diese Fließgewässertypen wurden

im Rahmen des von der LAWA geförderten Projektes „Abschließende Artbeiten zur

Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands in das bundesweite

Typen und Bewertungssystem“ erstmals überarbeitet (Typen 11, 12, 19) bzw. neu

entwickelt (Typen 21 und 23) (vgl. Kapitel 3.1.2).

Tabelle 54: Zusammenfassende Darstellung der Folgerungen aus dem ersten Validierungsschritt

Fließgewässertyp Folgerungen

1

Die Eignung von drei Metrics der insgesamt sechs Metrics („Anteil xenosaprobe Arten“, „Anteil Epirhithral-Besiedler“, „Anteil Lithal-Besiedler“) wird im Rahmen des zweiten Validierungsschrittes erneut überprüft.

2 Die Eignung aller Metrics, mit Ausnahme des „Fauna-Index Mittelgebirgsbäche“, wird mit den Daten des „Länder-Praxistests“ überprüft.

3 Auch für Typ 3 ist, mit Ausnahme der Metrics „Fauna-Index Mittelgebirgsbäche“ und „Rhithron-Typie-Index, eine Überprüfung mit Daten des „Länder-Praxistests“ notwendig.

4 Für Typ 4 kann das Bewertungssystem erst auf Grundlage der Daten aus dem „Bundesweiten Praxistest“ und dem Praxistest der Länder erarbeitet werden.

5 Das Bewertungssystem für Typ 5 scheint stabil; diese Annahme wird mit Daten aus den Ländern überprüft.

5.1

Änderungsvorschläge an den multimetrischen Index lassen sich aus dem ersten Validierungsschritt nicht ableiten. Eine weitergehende Überprüfung erfolgt mit den Länderdaten. Eine daraus möglicherweise abzuleitende Überarbeitung erfolgt parallel zu Typ 5.

120

6

Der Multimetrische Index erweist sich mit dem Datensatz des „Bundesweiten Praxistests“ als stabil. Die Eignung der Metrics „Shannon-Wiener-Diversität“ und „Anteil Steinbesiedler nach Braukmann“ wird im Rahmen des zweiten Validierungsschrittes überprüft. Notwendig erscheint die Anpassung einiger Klassen-grenzen.

7

Der Multimetrische Index ist mit dem Datensatz des Praxistests stabil. Im zweiten Validierungsschritt wird, parallel zu Typ 6, die Eignung der Metrics „Shannon-Wiener-Diversität“ und „Anteil Steinbesiedler nach Braukmann“ überprüft und evtl. die Anpassung einiger Klassengrenzen vorgenommen.

9 Änderungsvorschläge lassen sich aus den Ergebnissen des ersten Validierungsschrittes nicht ableiten. Eine weitere Überprüfung wird mit den Daten der Bundesländer vorgenommen.

9.1 Der Multimetrische Index ist mit dem Datensatz des Praxistests stabil. Nach dem zweiten Validierungsschritt, mit den Daten aus den Ländern, wird entschieden, ob alle Metrics beibehalten werden.

9.2

Wie auch bei den Typen 9 und 9.1 lassen sich Änderungsvor-schläge aus den Ergebnissen des ersten Validierungsschrittes nicht ableiten. Eine weitere Überprüfung wird mit den Daten der Bundes-länder vorgenommen.

10

Das Potamontypieverfahren, der Kern der Bewertung der Ströme, befindet sich derzeit in der Überarbeitung, daher wird vorgeschla-gen, die überarbeitete Version anhand des Praxistests der Länder abschließend zu testen.

11

Der multimetrische Index für Typ 11 (Stand Nov. 2004) erweist sich mit den Daten des „Bundesweiten Praxistests“ als stabil. Weitere Hinweise liefern die Daten der Länder im Rahmen des zweiten Validierungsschrittes.

12 Auch der multimetrische Index für Typ 12 (Stand Nov. 2004) scheint stabil. Eine abschließende Validierung sollte mit den Daten des „Länder-Praxistests“ erfolgen.

14

Der multimetrische Index für Typ 14 erweist sich mit den Daten des Praxistests als weitgehend stabil. Mit Hilfe der Daten aus den Ländern wird die Eignung des Metrics „Anteil Zerkleinerer“ abschlie-ßend überprüft.

15 Da im Rahmen des „Bundesweiten Praxistests“ nur zwei Stellen des Typs 15 beprobt wurden, ist eine weitergehende Validierung mit den Daten des „Länder-Praxistests“ notwendig.

15_groß Auch bei Typ 15_groß ist eine weitergehende Validierung notwendig; im Rahmen des „Bundesweiten Praxistests“ konnte lediglich eine Stelle beprobt werden.

16 Da sich Typ 16 aufgrund der Biozönose typologisch nicht von Typ 14 unterscheidet (vgl. Kapitel 3.1.2), sollten die Typen zukünftig mit

121

demselben Verfahren bewertet werden. Dieser abschließende Schritt sollte mit den Daten des „Länder-Praxistests“ erfolgen.

17 Typ 17 lässt sich aufgrund der Biozönose typologisch nicht von Typ 15 unterscheiden; es wird empfohlen, die Bewertung der beiden Typen zukünftig nach demselben Verfahren vorzunehmen.

18 Der multimetrische Index erweist sich auf Grundlage der Daten aus dem „Bundesweiten Praxistest“ als stabil; diese Annahme wird mit Daten aus den Ländern überprüft.

19

Der multimetrische Index für Typ 19 (Stand Nov. 2004) erweist sich mit den Daten des „Bundesweiten Praxistests“ als noch nicht stabil. Eine weiterführende Validierung und evtl. notwendige abschließende Überarbeitung (in Anlehnung an Typ 11) sollte mit den Daten des „Länder-Praxistests“ erfolgen.

20

Das Potamontypieverfahren, der Kern der Bewertung der Ströme, befindet sich derzeit in der Überarbeitung, daher wird vorgeschla-gen, die überarbeitete Version anhand des Praxistests der Länder abschließend zu testen.

21 Der multimetrische Index scheint stabil; der abschließende Validierungsschritt wird mit den Daten des „Länder-Praxistests“ durchgeführt.

22 Ein Bewertungsverfahren liegt erst im Laufe des Jahres 2006 vor, da die Ergebnisse eines parallel laufenden Projektes zu den Marschengewässern abgewartet werden.14

23

Das Bewertungsverfahren für den Typ 23 ist ein erster Versuch, diese Gewässer trotz der heterogenen Bedingungen in Bezug auf Salzgehalt und Fließverhalten anhand des Makrozoobenthos zu bewerten. Ob die Bewertung anhand des multimetrischen Index – analog zu den anderen Gewässertypen – möglich ist, sollte anhand weiterer Datensätze überprüft werden.

3.1.2 Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands in das bundesweite Typen- und Bewertungssystem

Mit Abschluss der Phase I des hier beschriebenen Vorhabens zur Weiterentwicklung

und Anpassung des nationalen Bewertungssystems lag für den Großteil der

deutschen Fließgewässertypen ein Bewertungsverfahren vor. Für manche Gewässer-

typen (z. B. Typ 14 Sandgeprägte Tieflandbäche) wurde das Verfahren anhand

umfangreicher Daten hergeleitet, während es in anderen Fällen (z. B. Typen 11 und

12 organisch geprägte Gewässer) mit sehr wenigen Datensätzen entwickelt wurde 14 „Ökologische Bewertung von Marschengewässern entsprechend den Vorgaben der EU-WRRL – Teil II & Teil III (Auftraggeber: Niedersächsisches Landesamt für Ökologie, Auftragnehmer: Hochschule Vechta, Prof. Dr. Ellen Kiel)

122

und daher eher hypothetischen Charakter besaß. Zudem fehlte bislang ein Bewer-

tungssystem für die erst im Laufe des dynamischen Entwicklungsprozesses der Fließ-

gewässertypologie abgegrenzten Typen 21 (Seeausflussgeprägte Fließgewässer), 22

(Marschengewässer) und 23 (Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezu-

flüsse).

Im Rahmen des von der LAWA geförderten Forschungsvorhabens „Abschließende

Arbeiten zur Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands in das

bundesweite Typen- und Bewertungssystem“ wurden daher, bezogen auf die Quali-

tätskomponente „Makrozoobenthos“, folgende Bereiche bearbeitet:

• Überarbeitung des Moduls „Allgemeine Degradation“ für die Fließgewässertypen 11, 12 und 19 unter Einbeziehung neuer Datensätze aus dem nord- und nordostdeutschen Tiefland;

• Erarbeitung einer multimetrischen Bewertungsformel für die Typen 21 und 23; der Typ 22 (Marschengewässer) wurde zunächst nicht berücksichtigt, da die Ergebnisse des Projektes „Ökologische Bewertung von Marschengewässern entsprechend den Vorgaben der EU-WRRL – Teil II & Teil III“ (Auftraggeber: Niedersächsisches Landesamt für Ökologie, Auftragnehmer: Hochschule Vechta, Prof. Dr. Ellen Kiel) abgewartet werden;

• Überarbeitung der saprobiellen Referenzbedingungen und Klassengrenzen für die Typen 11, 12, 19 und 21.

Die detaillierte Beschreibung des Vorgehens bei der Weiterentwicklung und

Überarbeitung der multimetrischen Bewertungsformeln für die oben genannten Typen,

können dem Schlussbericht des Vorhabens zur „Integration der Fließgewässer Nord-

und Nordostdeutschlands“ (Meier et al. 2005) entnommen werden. Dargestellt sind im

Folgenden die Core Metrics der fünf bearbeiteten Gewässertypen mit den der Berech-

nung zu Grunde liegenden Ankerpunkten. Die saprobiellen Kenngrößen (Grundzu-

stand und Klassengrenzen der Abweichungsstufen) der Typen 11, 12, 19 und 21

können dem Kapitel 3.2 entnommen werden.

123

Tabelle 55: Core Metrics Gewässertyp 11 (Organisch geprägte Bäche)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Trichoptera-Arten ≥ 7 0 Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 20,00 % ≤ 8,00 % Toleranz Fauna-Index Tieflandbäche ≥ 1,00 ≤ -1,00 Funktionale Metrics Hyporhithralbesiedler [%] ≥ 25,00 % ≤ 8,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 40,00 % 0,00 %

Tabelle 56: Core Metrics Gewässertyp 12 (Organisch geprägte Flüsse)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Trichoptera-Arten ≥ 7 0 Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 18,00 % ≤ 8,00 % Funktionale Metrics Hyporhithralbesiedler [%] ≥ 20,00 % ≤ 7,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 30,00 % 0,00 %

Tabelle 57: Core Metrics Gewässertyp 19 (Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Trichoptera-Arten ≥ 7 0 Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 20,00 % 0,00 % Funktionale Metrics Epirhithralbesiedler [%] ≥ 12,00 % 0,00 % Funktionale Metrics Zerkleinerer [%] ≥ 30,00 % 0,00 %

Tabelle 58: Core Metrics Gewässertyp 21 (Seeausflussgeprägte Fließgewässer)


unterer Ankerpunkt


Vielfalt/ Diversität Trichoptera-Arten ≥ 9 0 Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 20,00 % ≤ 8,00 % Toleranz Fauna-Index Tieflandflüsse ≥ 0,50 ≤ -1,40 Funktionale Metrics Metapotamalbesiedler [%] ≤ 5,00 % ≥ 22,00 % Funktionale Metrics Anteil Rheophile [%] (HK) ≥ 40,00 % 0,00 %

124

Tabelle 59: Core Metrics Gewässertyp 23 (Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse)


unterer Ankerpunkt

Zusammensetzung, Abundanz EPT [%] (HK) ≥ 15,00 % 0,00 %

Toleranz Anteil Oligosaprobe [%] (HK) ≥ 15,00 % 0,00 % Funktionale Metrics Epipotamalbesiedler [%] ≤ 10,00 % ≥ 21,00 % Funktionale Metrics Metapotamalbesiedler [%] ≤ 10,00 % ≥ 25,00 % Funktionale Metrics Pelalbesiedler [%] ≥ 25,00 % 0,00 %

3.2 Überarbeitung des Moduls „Saprobie“

Im Rahmen des Forschungsvorhabens „Entwicklung eines leitbildorientierten

Saprobienindexes für die biologische Fließgewässerbewertung“ (Rolauffs et al. 2003)

wurden für die meisten der im Jahr 2003 ausgewiesenen Fließgewässertypen (gemäß

der damaligen vorläufigen Typologie) saprobielle Referenzbedingungen definiert,

inklusive daraus abgeleiteter Klassengrenzen (vgl. Kapitel 2.2.2).

Aufgrund der in der Zwischenzeit erfolgten breiten praktischen Anwendung der

revidierten DIN 38 410 baten einige Ländervertreter um eine Überprüfung des

bestehenden Bewertungssystems, da in einigen Fällen die sich ergebenden sapro-

biellen Qualitätsklassen nicht plausibel erschienen. Auf der Grundlage einer neuen,

gegenüber dem Jahr 2003 wesentlich umfangreicheren Datenlage faunistischer

Aufsammlungen, wurden entsprechend dem Verfahren, wie es in dem oben

genannten Projekt bereits Anwendung fand, mittels zweier Varianten modifizierte

Werte der saprobiellen Grundzustände und Klassengrenzen der Abweichungsstufen

für alle Gewässertypen ermittelt. Diese Vorschläge wurden an die Länder weiterge-

leitet, dort anhand eigener Daten überprüft und im zuständigen Arbeitskreis der

Länderarbeitsgemeinschaft Wasser ("Biologische Bewertung Fließgewässer und

Interkalibrierung nach EU-WRRL") eine Entscheidung getroffen (siehe Tabelle 61).

Die Vorschläge werden wie folgt kurz skizziert:

(1) Die Berechnungsformel zur Ermittlung des Grundzustandes wurde derart

abgeändert, dass der Grundzustand sich nun aus den 10 % besten Werten der

Saprobienindices eines Typs ergibt; eine Subtraktion der zweifachen

zugehörigen Standardabweichung wird nicht mehr vorgenommen. Aufgrund

der geänderten Grundzustände ergeben sich in der Folge modifizierte Werte

125

für die Grenzen der saprobiellen Güteklassen. Die prozentualen Abweichungen

vom Grundzustand folgen denjenigen des Szenarios II aus dem oben

genannten Projekt; die Grenze zwischen den Güteklassen gut und mäßig liegt

demnach bei 25 % Abweichung vom jeweiligen Grundzustand.

(2) Die Grenze zwischen den Güteklassen gut und mäßig wurde auf 30 %

Abweichung vom jeweiligen Grundzustand angehoben. Grundzustände sowie

alle übrigen Werte der Klassengrenzen blieben unverändert.

Die sich aus den beiden Vorschlägen ergebenden Werte sind in Tabelle 60 aufgeführt.

Tabelle 60: Neuer Saprobienindex – Vorschlag für eine Anpassung der Bewertung sowie dem sich daraus ergebenden Handlungsbedarf (KG = Klassengrenze, Gz = Grundzustand, H-bed. = Handlungsbedarf); Vorschläge für Anpassung gemäß obiger Beschreibung.

KG 2/3 H-bed. Gz KG 1/2 KG 2/3 KG 3/4 KG 4/5 H-bed. Gz KG 1/2 KG 2/3 KG 3/4 KG 4/5 H-bed. Gz KG 1/2 KG 2/3 KG 3/4 KG 4/5 H-bed.

Typ 1 65 2,30 0% 1,10 1,25 1,85 2,55 3,30 0% 1,15 1,30 1,90 2,60 3,30 0% 1,10 1,25 1,97 2,55 3,30 0%Typ 2 64 2,30 6% 1,10 1,25 1,85 2,55 3,30 22% 1,15 1,30 1,90 2,60 3,30 22% 1,10 1,25 1,97 2,55 3,30 19%Typ 3 32 2,30 0% 1,25 1,40 1,95 2,65 3,35 6% 1,15 1,30 1,90 2,60 3,30 9% 1,25 1,40 2,08 2,65 3,35 3%Typ 4 202 2,30 2% 1,25 1,40 1,95 2,65 3,35 28% 1,30 1,50 2,05 2,70 3,35 20% 1,25 1,40 2,08 2,65 3,35 18%Typ 5 1045 2,30 3% 1,25 1,40 1,95 2,65 3,35 13% 1,15 1,30 1,90 2,60 3,30 14% 1,25 1,40 2,08 2,65 3,35 10%Typ 5.1 244 2,30 3% 1,25 1,40 1,95 2,65 3,35 9% 1,15 1,30 1,90 2,60 3,30 10% 1,25 1,40 2,08 2,65 3,35 6%Typ 6 560 2,30 14% 1,25 1,40 1,95 2,65 3,35 39% 1,45 1,65 2,15 2,75 3,35 27% 1,25 1,40 2,08 2,65 3,35 31%Typ 7 488 2,30 12% 1,25 1,40 1,95 2,65 3,35 42% 1,45 1,65 2,15 2,75 3,35 28% 1,25 1,40 2,08 2,65 3,35 33%Typ 9 396 2,30 9% 1,40 1,55 2,05 2,70 3,35 22% 1,60 1,75 2,25 2,80 3,40 13% 1,40 1,55 2,18 2,70 3,35 14%Typ 9.1 397 2,30 13% 1,40 1,55 2,05 2,70 3,35 53% 1,60 1,75 2,25 2,80 3,40 23% 1,40 1,55 2,18 2,70 3,35 34%Typ 9.2 129 2,30 12% 1,40 1,55 2,05 2,70 3,35 53% 1,75 1,90 2,35 2,90 3,45 9% 1,40 1,55 2,18 2,70 3,35 31%Typ 10 97 2,30 42% 1,75 1,90 2,30 2,90 3,45 38% 2,05 2,15 2,55 3,05 3,50 4% 1,75 1,90 2,43 2,90 3,45 24%Typ 11 87 2,30 8% 1,45 1,60 2,10 2,75 3,35 61% 1,75 1,90 2,35 2,90 3,45 3% 1,45 1,60 2,22 2,75 3,35 26%Typ 12 52 2,30 2% 1,75 1,90 2,30 2,90 3,45 12% 1,90 2,00 2,40 2,95 3,50 2% 1,75 1,90 2,43 2,90 3,45 2%Typ 14 170 2,30 19% 1,55 1,70 2,20 2,80 3,40 36% 1,60 1,75 2,25 2,80 3,40 29% 1,55 1,70 2,29 2,80 3,40 23%Typ 15 269 2,30 14% 1,75 1,90 2,30 2,90 3,45 16% 1,90 2,00 2,40 2,95 3,50 9% 1,75 1,90 2,43 2,90 3,45 6%Typ 16 154 2,30 8% 1,25 1,40 1,95 2,65 3,35 34% 1,45 1,65 2,15 2,75 3,35 15% 1,25 1,40 2,08 2,65 3,35 18%Typ 17 32 2,30 0% 1,55 1,70 2,20 2,80 3,40 6% 1,90 2,00 2,40 2,95 3,50 0% 1,55 1,70 2,29 2,80 3,40 0%Typ 18 18 2,30 22% 1,75 1,90 2,30 2,90 3,45 39% 1,75 1,90 2,35 2,90 3,45 28% 1,75 1,90 2,43 2,90 3,45 17%Typ 19 148 2,30 33% 1,75 1,90 2,30 2,90 3,45 32% 1,75 1,90 2,35 2,90 3,45 30% 1,75 1,90 2,43 2,90 3,45 26%Typ 20 206 2,30 0% 1,85 2,00 2,40 2,95 3,45 38% 2,05 2,15 2,55 3,05 3,50 5% 1,85 2,00 2,50 2,95 3,45 12%Typ 21 93 2,30 17% 1,85 2,00 2,40 2,95 3,45 2% 1,90 2,00 2,40 2,95 3,50 2% 1,85 2,00 2,50 2,95 3,45 0%

Vorschlag (1) Vorschlag (2)SI_alt System gemäß Rolauffs (2003)Anzahl Stellen

127

Tabelle 61: Grundzustände und Klassengrenzen des typspezifischen Saprobienindex (Modul „Saprobie“) K = Keuper

Typ Grund- zustand

sehr gut gut mäßig unbefriedigend schlecht

1.1 1,05 ≤1,20 >1,20-1,80 >1,80-2,55 >2,55-3,25 >3,25 1.2 1,20 ≤1,35 >1,35-1,90 >1,90-2,60 >2,60-3,30 >3,30 2.1 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 2.2 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 3.1 1,35 ≤1,45 >1,45-2,00 >2,00-2,65 >2,65-3,35 >3,35 3.2 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 4 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 5 1,35 ≤1,45 >1,45-2,00 >2,00-2,65 >2,65-3,35 >3,35 5.1 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 6 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 6_K 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 7 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 9 1,45 ≤1,60 >1,60-2,10 >2,10-2,75 >2,75-3,35 >3,35 9.1 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 9.1_K 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 9.2 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 10 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 11 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 12 1,85 ≤2,00 >2,00-2,40 >2,40-2,95 >2,95-3,45 >3,45 14 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 15 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 15_groß 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 16 1,55 ≤1,65 >1,65-2,15 >2,15-2,75 >2,75-3,40 >3,40 17 1,75 ≤1,85 >1,85-2,30 >2,30-2,90 >2,90-3,45 >3,45 18 1,65 ≤1,80 >1,80-2,25 >2,25-2,85 >2,85-3,40 >3,40 19 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 20 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 21_Nord 1,95 ≤2,05 >2,05-2,45 >2,45-2,95 >2,95-3,50 >3,50 21_Süd 1,60 ≤1,70 >1,70-2,20 >2,20-2,80 >2,80-3,40 >3,40 22 1,80 ≤1,90 >1,90-2,35 >2,35-2,90 >2,90-3,45 >3,45 23 2,00 ≤2,10 >2,10-2,50 >2,50-3,00 >3,00-3,50 >3,50

128

3.3 Die Web-Präsentation [http://www.fliessgewaesserbewertung.de]

fliessgewaesserbewertung.de ist ein Informations- und Diskussionsportal, das einen

Überblick über den aktuellen Stand der Fließgewässerbewertung mit dem Makrozoo-

benthos gibt (vgl. Abbildung 8). Als Grundlage dienen die Ergebnisse und Produkte

der vom UBA und der LAWA in den vergangenen Jahren geförderten Forschungspro-

jekte:

• „Weiterentwicklung und Anpassung des nationalen Bewertungssystems für Makrozoobenthos an neue internationale Vorgaben“ (FKZ 202 24 223) (Auftraggeber: UBA; Koordination: Universität Duisburg-Essen in Kooperation mit: Universität Hohenheim, Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg, Forschungsinstitut Senckenberg, Bundesanstalt für Gewässerkunde; Laufzeit: 04/02-03/06);

• „Validation der Fließgewässertypologie Deutschlands [...]“ (FKZ O 3.02) (Auftraggeber: LAWA; Koordination: Forschungsinstitut Senckenberg in Kooperation mit: Universität Duisburg-Essen, Universität Hohenheim; Laufzeit: 04/02-01/04);

• „Standardisierung der Erfassungs- und Auswertungsmethoden von Makrozoobenthosuntersuchungen in Fließgewässern“ (FKZ O 4.02) (Auftraggeber: LAWA; Koordination: Forschungsinstitut Senckenberg in Kooperation mit: Universität Duisburg-Essen; Laufzeit: 04/02-01/04);

• „Abschließende Arbeiten zur Fließgewässertypisierung entsprechend den Anforderungen der WRRL“ (FKZ O 7.03) (Auftraggeber: LAWA; Koordination und Bearbeitung: umweltbüro essen).

129

Abbildung 8: Startseite der Website „fliessgewaesserbewertung.de“

Die Website enthält die folgenden zentralen Menüpunkte:

• Gewässerbewertung (Beschreibung des Ablaufs der Gewässerbewertung von der Probestellenauswahl bis zur Dateninterpretation);

• Download (Der Downloadbereich enthält die Bewertungssoftware sowie Berichte und Dokumente, die weiterführende Informationen zur standardisierten Fließgewässerbewertung in Deutschland liefern);

• Forschung (Informationen zu den verschiedenen Forschungsvorhaben und den beteiligten Institutionen);

• Diskussionsforum (Bündelung der Fragen, Anregung und Kritik der Nutzer und Berücksichtigung bei der weiteren Verfahrensentwicklung)

Die Website ist in deutscher und englischer Sprache verfügbar und seit dem 1 Juli

2004 für die Nutzer freigeschaltet.

130

3.4 Methodisches Handbuch Fließgewässerbewertung

Das „Methodische Handbuch Fließgewässerbewertung“ ist für die Anwendung in der

Praxis konzipiert und fasst die wesentlichen Ergebnisse und Folgerungen aus den

Forschungsprojekten zusammen. Es beschreibt die Bewertung eines Fließgewässer-

abschnitts mit den standardisierten Methoden zur Aufsammlung, Aufbereitung und

Auswertung von Makrozoobenthosproben. Soweit möglich wird versucht, die einzel-

nen Arbeitsschritte mit Hilfe von Abbildungen und Fotos darzustellen.

Das Handbuch ist in die folgenden Abschnitte unterteilt:

Das methodische Handbuch – Anlass und Zielsetzung

I. Einführung

Kurzfassung des Ablaufs

Auswahl der Probestelle II. Vorarbeiten zur Probenahme

Zuweisung des Gewässertyps und Wahl des Probenahmezeitpunkts

Anwendungsbereich der Methode

Technische Ausstattung für die Probenahme

Kartierung der Habitate und Festlegung der Teilproben

Probenahme an durchwatbaren und teilweise durchwatbaren Gewässern

Probenahme an nicht begehbaren und/oder dauertrüben Gewässern

Quantifizierung koloniebildender Taxa

Optionaler Schritt: Aufarbeitung der Benthosprobe im Gelände zur Reduzierung des Probenvolumens

Aussuchen der Einzelexemplare

III. Probenahme im Freiland

Konservierung und Lagerung der Proben

131


Entnahme der Unterprobe

Abtrennen der Grobfraktion im Labor

IV. Probenbehandlung im Labor

Sortieren der Unterprobe


Optionaler Schritt: Entnahme der Unterprobe

Sortierung der Probe

V. Alternatives Lebendsortierverfahren für das Freiland

Entnahme von Organismen

Festlegung der Untersuchungs-bereiche

Standortwahl

Untersuchungshäufigkeit

Stichprobenzahl und Probenfläche

Entnahmetechnik

VI. Probenahmetechnik zur Beprobung der Fließgewässertypen 10 und 20 (Bundeswasserstraßen) (aus Schöll et al. 2005)

Aufarbeitung des biologischen Materials

Materialliste

Bestimmung der Organismen

Anwendung der Operationellen Taxaliste

VII. Bestimmung der Organismen

Erstellen der Taxalisten

Dateneingabe VIII. Dateneingabe und Berechnung

Berechnung IX. Interpretation der Ergebnisse Interpretation der Ergebnisse zweier

Gewässerabschnitte im Tiefland

132

Interpretation der Ergebnisse zweier Gewässerabschnitte im Mittelgebirge

X. Hinweise auf weiterführende Informationen

XI. Literatur

Mit Abschluss der Bearbeitungsphase II liegt eine vorläufige Version des

„Methodischen Handbuchs Fließgewässerbewertung“ vor; im Rahmen der

Bearbeitungsphase III (01/2005-03/2006) fand eine Anpassung und Überarbeitung der

noch strittigen Bereiche der Methoden statt. Die sich daraus ergebenden Änderungen

wurden in das Handbuch eingearbeitet (vgl. Kapitel 4.1).

Das vollständige Handbuch ist diesem Bericht als Anhang IX beigefügt.

3.5 Schulungsmaterialien

Handbücher können, auch wenn sie gut gemacht wurden, in Teilen missverstanden

oder ignoriert werden. Gerade wenn es sich bei der Thematik um die Beschreibung

eines überwiegend praktischen Vorganges handelt, sind Handbücher alleine nicht

geeignet, die notwendigen Informationen und praktischen Fähigkeiten zu vermitteln.

Schulungen kommen somit insbesondere im Bereich der Freiland- und Labortätigkeit

standardisierter Probenahmetechniken eine große Bedeutung zu.

Die im Rahmen dieses Projektes zusammengestellten Materialien, zunächst in Form

einer Powerpoint-Präsentation, sollen dazu dienen, entsprechende Fortbildungen

visuell zu unterstützen bzw. die Vermittlung der neuen Inhalte zu erleichtern und

zudem gewährleisten, dass ein gewisses Maß an Einheitlichkeit und Vergleichbarkeit

bei Vermittlung und Anwendung erreicht wird.

Die Präsentation gliedert sich in fünf Themenblöcke

– Vorarbeiten, Besammlung, Sortierung, Bestimmung und Berechnung –,

wobei insbesondere dem letzten Aspekt mit dem beigeordneten Thema „Ergebnis-

interpretation“ ein besonderer Stellenwert eingeräumt wird. Die behandelten Bereiche

133

sind eng an das zugrunde liegende Handbuch (vgl. Kapitel 3.4) angelehnt und werden

ergänzt durch Hinweise auf weitere Informationsquellen, wie z. B. Projektberichte oder

Internetpräsenzen.

Die vollständige Präsentation gibt Anhang X wieder.

134

4. Phase III des Vorhabens (01.01.2005-31.03.2006): Überarbeitung und Ergänzung der Methoden zur Probenahme und Aufbereitung, des multimetrischen Verfahrens und der Materialien für die Anwendung in der wasserwirtschaftlichen Praxis

4.1 Überarbeitung und Ergänzung der Methoden zur Probenahme und Aufbereitung

Anfang 2004 lagen, als Ergebnis eines durch die LAWA geförderten Forschungs-

vorhabens, Freiland- und Labormethoden zur Entnahme und Bearbeitung von

Makrozoobenthos-Proben vor. Die Methoden sahen vor, die Habitate proportional zu

ihrem Vorkommen an der Probestelle zu beproben (Multi-Habitat-Sampling) und

beinhalteten folgende Arbeitsschritte:

• Substratkartierung und Abschätzung der Habitate in 5 %-Stufen;

• Entnahme von 20 Teilproben, die gemäß der Häufigkeit der Habitate verteilt sind (eine Teilprobe je 5 % Substratdeckung);

• Aufbereitung der Probe durch Abtrennen der mineralischen Fraktion zur Reduzierung des Probenvolumens;

• Konservierung des verbleibenden organischen Materials und anschließende Sortierung im Labor.

Im Rahmen eines bundesweiten Praxistests der LAWA sowie verschiedenen Praxis-

tests in den Bundesländern wurden die Methoden im Jahr 2004 an zahlreichen

Probestellen in ganz Deutschland erprobt. Die Ergebnisse aus dieser Testphase

wurden intensiv im Projektbegleitenden Beirat15 diskutiert und führten zu folgenden

Änderungen und Weiterentwicklungen der Methoden:

15 Mit Beginn der Bearbeitungsphase III (Anfang 2005) wurde vom zuständigen Arbeitskreis der Länder-arbeitsgemeinschaft Wasser ("Biologische Bewertung Fließgewässer und Interkalibrierung nach EU-WRRL") der „Projektbegleitende Beirat“ eingeführt, um das Forschungsvorhaben fachlich eng zu beglei-ten.

135

• Seltene Habitate (< 5 % Substratdeckung) werden, falls vorhanden, durch Entnah-me einer 21. Teilprobe berücksichtigt. Die Gesamtfläche der 21. Teilprobe soll der Fläche einer anderen Teilprobe entsprechen (25 x 25 cm). Falls mehrere (n) seltene Habitate vorhanden sind, wird für die 21. Teilprobe in jedem seltenen Habitat eine Teilprobe genommen, das Material vereinigt und der n-te Anteil der Probe als Unterprobe entnommen und mit der Gesamtprobe gepoolt oder optional separat ausgewertet. Damit entfällt die in der bisherigen Verfahrensbeschreibung vorgesehene Zeitbesammlung der seltenen Habitate.

• Für die Beprobung von Makrophyten wurde eine gesonderte Methodenbeschrei-bung ergänzt.

• Mit dem Sieben und Abtrennen der mineralischen Fraktion stehen zwei optionale Schritte zur Aufarbeitung der Probe und zur Reduzierung des Probenvolumens zur Verfügung.

• Alternativ zur Laborsortierung kann ein Lebendsortierverfahren im Freiland ange-wendet werden. Die Vorgehensweise wurde in Anlehnung an die Laborsortierung entwickelt und umfasst folgende Schritte: - Die aus der Probenahme resultierenden Teilproben werden auf eine oder mehrere Weißschalen verteilt. - Die Gesamtprobe kann durch eine Unterprobenahme auf ein für die Lebend-sortierung angemessenes Maß an Probenmaterial und Individuen reduziert werden. - Die Individuenzahlen der einzelnen erkennbaren Taxa werden mit Hilfe einer abgestuften Abundanzskala im Gelände gezählt und geschätzt und in einem Feld-protokoll notiert. - Von den im Gelände eindeutig bestimmbaren Taxa werden je drei Belegexem-plare mitgenommen. Von den übrigen Taxa wird eine vorgegebene Mindestanzahl zur Bestimmung ins Labor mitgenommen (Anhang III (Taxaliste Lebendsortierung) im „Methodischen Handbuch Fließgewässerbewertung“).

Die überarbeiteten und weiterentwickelten Methodenbeschreibungen wurden im Laufe

des Jahres 2005 von verschiedenen Bundesländern getestet. Die Ergebnisse dieser

zweiten Testphase wurden im projektbegleitenden Beirat diskutiert und fanden Ein-

gang in die abschließende Überarbeitung der Methoden. Folgende Änderungen und

Weiterentwicklungen wurden in das „Methodische Handbuch Fließgewässerbewer-

tung“ bzw. in die Operationelle Taxaliste aufgenommen:

136

• Für die Typen 1, 2, 3 und 4 der Alpen und des Alpenvorlandes wurden der Probenahmezeitraum auf die Monate Februar bis April (Mai) festgelegt.

• Für die Beprobung von nicht begehbaren und/oder dauertrüben Fließgewässern wurde eine gesonderte Methodenbeschreibung ergänzt. Möglich sind hier verschiedene Methodenvarianten unter Verwendung von Benthoskescher, Bodengreifer, Kastenstecher oder Dredge.

• Ergänzend aufgenommen wurde die Probenahmetechnik zur Beprobung der Fließgewässertypen 10 und 20 nach Schöll et al. (2005).

• Im Feldprotokoll zur Festlegung der Teilproben wurde bei der Quantifizierung koloniebildender Taxa ein Nominalskala eingefügt. Die Liste für die Mindestanzahl der Probe zu entnehmender Individuen pro Taxon wurde nach den Wünschen der Bundesländer überarbeitet und umstrukturiert.

• In Abstimmung mit den Experten aus den verschiedenen Bundesländern wurde die Operationelle Taxaliste überarbeitet und aktualisiert. So wurde die Liste um etwa ein Dutzend Brackwasserarten erweitert, vereinzelt wurden taxonomische Gruppen ergänzt bzw. Taxa gestrichen. Auf Wunsch der Bundesländer werden künftig die Puppen der Simuliidae für die Bewertung der Gewässer berücksichtigt. Hierzu wurden 39 weitere Taxa der Simuliidae in die Operationelle Taxaliste aufgenom-men. Im Hinblick auf die Abstimmung der Operationellen Taxaliste mit der Taxaliste der Gewässerorganismen Deutschlands (Mauch et al. 2003), wurden des Weiteren für jedes Taxon die entsprechende DV-Nummer aufgenommen.

4.2 Überarbeitung des multimetrischen Verfahrens (Modul „Allgemeine Degradation“)

Wie die Methoden zur Probenahme und –aufbereitung wurde auch das im März 2004

für den Großteil der deutschen Fließgewässertypen vorgelegte Bewertungsverfahren

verschiedenen Praxistests auf Bundes- und Länderebene unterzogen. Die Ergebnisse

dieser Tests wurden im Projektbegleitenden Beirat diskutiert und das Vorgehen für die

Überarbeitung festgelegt:

• Integration der im Jahr 2004 neu erhobenen und gelieferten Datensätze aus den Praxistests in die Projektdatenbank;

• Berechnung von gut 76 Metrics je Taxaliste;

• Ermittlung abiotischer Begleitdaten (Nutzung des Einzugsgebietes, Daten zur Strukturgüte);

137

• Die Auswahl der Kandidaten- und Core Metrics sowie das Setzen der Ankerpunkte erfolgte weitgehend analog zu dem in Kapitel 2.2.1.3 beschriebenen Vorgehen;

• Für eine Reihe von „Kerntypen“16 wurden von den Projektnehmern und dem Projektbegleitenden Beirat alternative Metric-Kombinationen ausgewählt;

• Basierend auf den Ergebnissen der Korrelationsanalysen wurden vom Auftragnehmer für jeweils ähnliche Gewässertypen vergleichbare Metric-Alternativen ausgewählt;

• Für jeden Fließgewässertyp wurde ein Rechenmodul erstellt, so dass eine Überprüfung der alternativen Metric-Kombinationen durch die Bundesländer mit eigenen Daten stattfinden konnte;

• Die Eignung der einzelnen Metrics und Metric-Kombinationen wurde anhand der Erfahrungen der Bundesländer und der Projektbearbeiter diskutiert und für jeden Gewässertyp wurden die jeweiligen Core Metrics ausgewählt;

• Die Fauna-Indices, als zentrale Elemente der Bewertung auf Grundlage des Moduls „Allgemeine Degradation“ wurden in enger Abstimmung mit dem Projektbeglei-tenden Beirat überarbeitet und erweitert (vgl. Kapitel 4.2.3);

• Die vorab ausgewählten Core Metric-Kombinationen wurden unter Einbeziehung der neuen und überarbeiteten Fauna-Indices erneut von den Bundesländern getestet und die Ergebnisse im Projektbegleitenden Beirat diskutiert.

Das Ergebnis dieser mehrstufigen Überarbeitung ist ein Modul „Allgemeine Degrada-

tion“, das zusammen mit den Modulen „Saprobie“ und „Versauerung“ die Bewertungs-

grundlage für das Monitoring in den Jahren 2006 und 2007 darstellt. Im Jahr 2007 ist

ggf. eine Überprüfung der Core Metrics und Ankerpunkte, basierend auf den dann

zusätzlich vorliegenden Daten zu empfehlen. Dies gilt insbesondere für die Typen, für

die das jetzt beschlossene Bewertungssystem noch als vorläufig anzusehen ist (vgl.

Kapitel 4.3).

4.2.1 Zusammenfassung der Ergebnisse aus den Praxistests der Länder

Die folgende Tabelle fasst die Stellungnahmen der Ländervertreter im Anschluss an

die ländereigenen Praxistests zusammen und gibt Hinweise auf die daraus abzuleiten-

den Konsequenzen für die Überarbeitung des Bewertungsverfahrens.

16 Typ 1: Fließgewässer der Alpen, Typ 5: Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche, Typ 9: Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse, Typ 11: Organisch geprägte Bäche, Typ 14: Sandgeprägte Tieflandbäche, Typ 15: Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse

138

Tabelle 62: Zusammenfassung der Ergebnisse aus den Praxistests der Länder Bundesland Gewässertyp Kommentar Erläuterung/Konsequenz

Bayern alle Typen

Modul „Allgemeine Degradation“: Es sollten nur solche Metrics verwendet werden, die keinen unmittelbaren Zu-sammenhang zur organischen Belastung zeigen. Ungeeignet wären demnach Metrics wie „Anteil xenosaprobe Taxa“, „Anteil oligosaprobe Taxa“ oder „Anteil Plecopteren“.

Verwendung finden nur solche Metrics, die keinen unmittel-baren Zusammenhang zur organischen Belastung zeigen.

alle Typen Keine festen Klassengrenzen, da keine lineare Ursachen-Wirkungsbeziehung angenommen werden kann.

Da die Ursachen-Wirkungsbe-ziehung nicht im Detail für jeden Metric bekannt sind, wird eine lineare Beziehung ange-nommen.

1-4

Der vorgeschlagene Probenahmezeit-punkt (März/April) ist ungeeignet, da viele Gewässer aufgrund der Schneeschmelze Hochwasser führen; Probenahme sollte im Spätwinter durchgeführt werden.

Wird bei den Neuberech-nungen berücksichtigt.

1-3

Eine stärkere Berücksichtigung des längszonalen Aspekts bei der Bewertung (Module „AD“ und „Saprobie“) erscheint für die (größenübergreifenden) Typen 1 bis 3 notwendig.

Neuberechnungen werden unter Berücksichtigung der Subtypen durchgeführt.

5.1, 1

Der Multimetrische Index (MMI) deckt nicht alle Metric-Typen ab. Bei Typ 1 sollte eine Orientierung an den Mittel-gebirgstypen erfolgen.

Wird, soweit möglich, bei den Neuberechnungen berück-sichtigt.

2.1, 3.1

Subtypen ähneln dem Typ 7. Dies sollte bei einer Überarbeitung des Bewertungs-systems (Module „AD“ und „Saprobie“) berücksichtigt werden.


2.2, 3.2

Subtypen ähneln dem Typ 9. Dies sollte bei einer Überarbeitung des Bewertungs-systems (Module „AD“ und „Saprobie“) berücksichtigt werden.


2, 3 Typen 2 und 3 wurden bei der Zuordnung der saprobiellen Referenzzustände vertauscht

Wird geprüft.

4 Noch zu entwickelnder MMI sollte sich an der Bewertung der Alpenvorland- und Mittelgebirgsgewässer orientieren.


10 Die Bewertung sollte multimetrisch erfolgen; neben den PTI sollten weitere Metrics berücksichtigt werden.

Entscheidung der BfG, die die Typen 10 und 20 bearbeitet hat, die Bewertung über den PTI vorzunehmen und die weiteren Metrics zur Informa-tion auszugeben.

21 Eine einheitliche Bewertung nord- und süddeutscher Seeausflüsse erscheint nicht zweckmäßig.

Bei den Neuberechnungen Aufteilung in die Subtypen 21_Nord und 21_Süd.

Hessen alle Typen

Der Metric „Shannon-Wiener-Diversität“ erscheint ungeeignet, da z. T. extreme Abweichungen in der Bewertung vor-kommen; abhängig beispielsweise vom natürlichen Massenvorkommen einer Art.

Wird bei den Neuberech-nungen berücksichtigt. Ggf. wird auf den Metric verzichtet.

5, 5.1, 6, 7 Der Metric „Anteil Plecoptera“ ist zu anfällig gegenüber dem Zeitpunkt der


139

Bundesland Gewässertyp Kommentar Erläuterung/Konsequenz Probenahme. Alternative: „Anteil EPTC“

5, 6, 7

Der Metric „Anteil Epirhithral-Besiedler“ ist für die Untersuchung der unteren Bachabschnitte ungeeignet, da der Anteil hier deutlich geringer als in den Ober-läufen. Alternative: „Anteil Epi- und Metarhithral-Besiedler“.

Bei der Auswahl der Metrics wurden Fließgewässerab-schnitte mit unterschiedlichen Einzugsgebietsgrößen berück-sichtigt.

5.1 Metric „Anteil Xenosaprobe“ streichen Wird bei den Neuberech-nungen berücksichtigt.

9, 9.1, 9.2

Der Metric „Anteil Metarhithral-Besiedler“ ist für die Untersuchung der unteren Flussabschnitte (z. B. 90 km²) unge-eignet, da der Anteil hier deutlich geringer als in den Oberläufen. Alternative: „Anteil Hyporhithral- und Epipotamal-Besiedler“.


9, 9.1, 9.2 Bewertung des Metric „Anteil Pelal-Besiedler“ ist stark vom Bestimmungs-niveau der Chironomidae abhängig.

9, 9.1, 9.2, 19

Die Ankerpunkte der Metrics „Anteil Zer-kleinerer“ und „EPT (HK) [%]“ sind zu hoch


Rheinland-Pfalz alle Typen

Der Metric „Shannon-Wiener-Diversität“ sollte nicht für die Bewertung heran-gezogen werden; u. a. führen natürliche Massenentwicklungen einzelner Taxa zu einer schlechten Bewertung


5, 5.1, 6

Die oberen Ankerpunkte für den Metric „Anteil Plecoptera“ sind zu hoch. Der Metric erscheint gegenüber dem Zeitpunkt der Probenahme nicht stabil.


5, 6

Der Metric „Anteil Steinbesiedler (nach Braukmann)“ liefert häufig nicht nachvoll-ziehbare Ergebnisse; der Metric „Anteil Lithalbesiedler“ gibt z.B. Anteile von > 50 % an, der „Anteil Steinbesiedler“ nur wenige Prozent.


5

Der obere Ankerpunkt für den Metric „Anteil Epithithral-Besiedler“ ist mit 42 % sehr hoch angesetzt. Der Typ deckt im Längsverlauf das Epi- und das Metarhithral ab; der Metric „Anteil Epithithral-Besiedler“ erscheint daher nicht geeignet.


9, 9.1, 9.2

Die oberen Ankerpunkte für den Metric „Anteil Metarhithral-Besiedler“ sind zu hoch. Zudem handelt es sich bei den Typen um Gewässer des Hyporhithrals und des Epipotamals; es erscheint sinnvoll, diese Anteile in die Bewertung aufzunehmen.

Der Metric hat sich auch für Gewässer dieser Größe (100-1.000 km2 EZG) als geeignet erwiesen.

9, 9.1, 9.2

Hohe Abundanzen der Chironomidae können zu einem „künstlich“ erhöhten Anteil an Pelal-Besiedlern führen, wenn die Unterfamilien (darunter auch Steinbesiedler wie die Orthocladiinae) vorher gemäß Operationeller Taxaliste zusammengeführt wurden.

Mecklenburg-Vorpommern

12, 15, 21, 23

Eine Beprobung im Juni/Juli wird als zu spät empfunden; empfohlener Zeitpunkt: Februar bis Mai.

140

Bundesland Gewässertyp Kommentar Erläuterung/Konsequenz

11, 12 Die oberen Ankerpunkte des Metric „Anteil EPT-Taxa“ sind zu hoch angesetzt (Typ 11: 55 %, Typ 12: 60 %).

Die Ankerpunkte des Metric wurden im Rahmen des von der LAWA geförderten Projek-tes zur „Integration der Fließ-gewässer Nord- und Nordost-deutschlands […]“ überarbeitet (Typ 11: oberer AP 50 %, unterer AP 0 %; Typ 12: oberer AP 50 %, unterer AP 0 %).

11, 12 Die oberen Ankerpunkte des Metric „Anteil Rheophile“ sind zu hoch angesetzt (Typen 11 und 12: 70 %).

Der Metric entfällt nach der Überarbeitung der MMI für die Typen 11 und 12 im Rahmen des von der LAWA geförderten Projektes zur „Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands […]“ vollständig.

11, 12, 16, 18, 19

Für den Fauna-Index Tieflandbäche sind zu wenig Taxa als Indikatoren eingestuft.

Der Metric entfällt nach der Überarbeitung des MMI für die Typen 12 und 19 im Rahmen des von der LAWA geförderten Projektes zur „Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands […]“ vollständig.

Nordrhein-Westfalen (Wupperver-band)

9

Durch das Massenaufkommen von Lepidostoma hirtum, die nicht als rheophil eingestuft ist, kommt es in der Wupper zu einem verzerrten Ergebnis des Metric „Rheoindex nach Banning“.

9

Die Eignung des Metric „Metarhithral-Besiedler [%]“ erscheint für den Über-gangsbereich des Hyporhithral ins Epipotamal fraglich.

Der Metric hat sich auch für Gewässer dieser Größe (100-1.000 km2 EZG) als geeignet erwiesen.

Schleswig-Holstein alle Typen

Eine zweimalige Beprobung im Frühjahr (Bäche: März/Mai, Flüsse: April/Juni) würde zu stabileren Bewertungsergeb-nissen führen.

14, 15, 19, (16)

Das Bewertungsergebnis des Moduls „Allgemeine Degradation“ fällt bei der Be-probung von sandgeprägten Gewässern und Niederungsgewässern zu schlecht aus, da standorttypische Kleinhabitate nicht ausreichend berücksichtigt werden.

Möglicherweise sind diese standorttypische Kleinhabitate stark unterrepräsentiert.

14, 15, 17 Die Eignung des Metric „Zerkleinerer [%]“ sollte überprüft werden.


14 Die Eignung des Metric „Plecoptera-Arten“ sollte überprüft werden.


16 Die Eignung des Metric „Trichoptera-Arten“ sollte überprüft werden.


17 Die Bewertung des Typs 17 ist grundsätzlich zu hinterfragen.


21 Die Metrics „Xenosaprobe [%]“ und „Oligosaprobe [%]“ erscheinen für diesen Typ unplausibel.


21 Seeausflüsse sind azonal, daher keine Zonierungsmetrics.


21 Geeignete Metrics: „Gastropoda [%]“, „Litoral [%]“, „Phytal [%]“, „LTI“


141

4.2.2 Datengrundlage

4.2.2.1 Typologie

Grundlage des Bewertungssystems ist, wie in Kapitel 2.2.1.2 dargestellt, die Typologie

der deutschen Fließgewässer nach Pottgiesser & Sommerhäuser (2004).

Für Deutschland werden 24 Fließgewässertypen unterschieden, die für die Bewertung

auf Grundlage des Makrozoobenthos in weitere Untertypen unterteilt werden.

Insgesamt ergeben sich so 31 (Unter-) Typen (vgl. Tabelle 63).

142

Tabelle 63: Kurznamen der biozönotisch bedeutsamen Fließgewässertypen Deutsch-lands nach Pottgiesser & Sommerhäuser (2004), verändert (Stand Februar 2006). (Ökoregion 4: Alpen, Höhe > 800 m; Ökoregion 9 (und 8): Mittelgebirge und Alpenvorland, Höhe ca. 200 – 800 m und höher; u: Ökoregion unabhängige Typen; Ökoregion 14: Norddeutsches Tiefland, Höhe < 200 m); K: Keuper; N: Nord, S: Süd

Längszonierung

Typ / Kurzname

Öko

regi

on

Bac

h

Kl.

Flus

s

Gr.

Flus

s

Stro

m

Typ 1.1: Bäche der Kalkalpen 4

Typ 1.2: Kleine Flüsse der Kalkalpen 4

Typ 2.1: Bäche des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 2.2: Kleine Flüsse des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 3.1: Bäche der Jungmoräne des Alpenvorlandes 9(8)

Typ 3.2: Kleine Flüsse der Jungmoräne des Alpenvorlandes 9(8)





Typ 6_K: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche (Keuper) 9(8)




Typ 9.1_K: Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgs-flüsse (Keuper) 9(8)







Typ 15_groß: Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse 14






Typ 21_N: Seeausflussgeprägte Fließgewässer (Nord) u

Typ 21_S: Seeausflussgeprägte Fließgewässer (Süd) u



143

4.2.2.2 Faunistische Daten

In Bearbeitungsphase III wurde die zentrale Makrozoobenthosdatenbank auf über

12.000 Probenahmen weiter ausgebaut. Der überwiegende Teil der Datensätze

stammt aus Erhebungen der Bundesländer. Von besonderem Wert waren dabei die

Neuerhebungen im Rahmen des Praxistests, die nach dem neuen Methodenstandard

(AQEM/STAR) durchgeführt worden waren. Zu den Taxalisten wurden die verfügbaren

Begleitdaten in die Datenbank integriert. Besonderer Wert wurde auf die folgenden

Parameter gelegt: Gewässername, Lagebeschreibung, Koordinaten, Gewässertyp,

Datum, Probenahmemethode und Datenherkunft sowie auf die zur Entwicklung des

Bewertungsverfahrens erhobenen Landnutzungs- und Strukturdaten.

Nach Anwendung aller in Kapitel 4.2.4.1 beschriebenen Filterkriterien (außer

Jahreszeit und Größe des Einzugsgebietes) resultierte ein Grunddatensatz von ca.

4.300 Probenahmen von 2.500 Probestellen. Je nach Datenlage für die einzelnen

Gewässertypen wurde noch strenger selektiert, um die bestmögliche Basis für die

nachfolgenden statistischen Berechnungen zu erhalten, so dass letztlich rund 1.500

Probenahmen von 1.100 Orten in die Analysen eingingen.

Zur Berechung der Metrics wurden Individuenzahlen auch in Abundanzklassen und

umgekehrt umgerechnet. Für Erhebungen nach DIN wurden dabei die Abundanz-

stufen nach Alf et al. (1992) verwendet (1 = 1, 2 = 2-20, 3 = 21-40, 4 = 41-80, 5 = 81-

160, 6 = 161-320 und 7 = >320). Zur Transformation der Abundanzklassen in

Individuenzahlen dienten dabei die Klassenmitten (1, 10, 30, 60, 120, 240, 480). Für

Erhebungen nach der AQEM/STAR-Methodik wurden höhere Individuenzahlen gemäß

der entsprechenden Definition der Häufigkeitsklassen angesetzt (1 = 1-2, 2 = 3-10, 3 =

11-30, 4 = 31-100, 5 = 101-300, 6 = 301-1000 und 7 = >1000).

4.2.2.3 Ermittlung einheitlicher abiotischer Begleitdaten

Analog zu dem in Kapitel 2.2.1.3 beschriebenen Vorgehen wurden auch für die neu in

die Projekt-Datenbank integrierten Probestellen, soweit verfügbar, Daten zur

Gewässerstrukturgüte und zur Nutzung im Einzugsgebiet ermittelt.

4.2.3 Überarbeitung und Erweiterung der Fauna-Indices

Im Rahmen des EU-Projektes „AQEM“ (vgl. Kapitel 2.1.2) wurde für fünf Gewässer-

typen der „Deutsche Fauna-Index“ (kurz: Fauna-Index) entwickelt, ein Metric, der auf

144

Grundlage typspezifischer Indikatorlisten die Auswirkungen hydromorphologischer

Degradation auf die Makrozoobenthoszönose eines Fließgewässerabschnittes

beschreibt (Lorenz et al. 2004). Der Metric erwies sich im Rahmen der vorliegenden

Untersuchungen und bei den durch die Bundesländer durchgeführten Praxistests als

für die Bewertung besonders geeignet und stieß zudem auf hohe Akzeptanz bei den

Anwendern. Um die Bewertung nach dem Fauna-Index auf eine stabilere Grundlage

(= mehr eingestufte Taxa) zu stellen und auch weitere Fließgewässertypen mit dem

Fauna-Index bewerten zu können, wurden die bestehenden Fauna-Indices durch

folgende Experten überarbeitet und erweitert:

• Ökokart17: Neuentwicklung der Fauna-Indices für die Typen 1.1, 1.2, 2.1, 2.2, 3.1, 3.2 und 4 (Bäche und Flüsse der Alpen und des Alpenvorlandes)

• Ökokart, Universität Duisburg-Essen: Überarbeitung und Weiterentwicklung der Fauna-Indices für die Typen 9, 9.1 und 9.2 (Mittelgebirgsflüsse)

• Universität Duisburg-Essen: Überarbeitung und Weiterentwicklung des Fauna-Index für die Typen 11 und 12 (Organisch geprägte Bäche und Flüsse)

• Herbert Reusch und Kollegen18, Universität Duisburg-Essen: Überarbeitung und Weiterentwicklung des Fauna-Index für die Typen 14, 15, 16 und 17 (Mineralisch geprägte Bäche und Flüsse im Tiefland)

• Universität Duisburg-Essen: Neuentwicklung des Fauna-Index für den Typ 15_groß (Große Tieflandflüsse).

Verzichtet wurde auf eine Überarbeitung des Fauna-Index Typ 5, der sich sowohl für

Typ 5 als auch für die anderen Mittelgebirgsbach-Typen (5.1, 6, 7) als stabil und

geeignet erwiesen hatte.

Die Vorgaben für die Überarbeitung und Erweiterung sowie die Ergebnisse sind im

Folgenden beschrieben.

4.2.3.1 Leitfaden für Neueinstufungen und Umstufungen von Indikatortaxa des Fauna-Index

Der Fauna-Index basiert auf der Bindung von Makrozoobenthosarten an ihr Habitat.

Das Habitat definiert sich hierbei sowohl über das Substrat als auch über die

17 Monika Hess und Ulrich Heckes in Zusammenarbeit mit Brigitta Eiseler und unter Mitarbeit von M. Colling, G. Seitz, F. Weihrauch, A. Weinzierl und F. Eiseler 18 Herbert Reusch, Rainer Brinkmann, Claus-Joachim Otto und Stephan Speth

145

Fließgeschwindigkeit. Die einzelnen Habitate können für einen naturnahen oder aber

für einen gewässermorphologisch degradierten Zustand charakteristisch sein; dies

unterscheidet sich ggf. von Gewässertyp zu Gewässertyp.

Der Einfluss gewässermorphologischer Degradation ist nicht – wie im Fall der Sapro-

bie – auf eine einzelne Ursache-Wirkungs-Beziehung zurückzuführen, sondern auf

zahlreiche Einflussfaktoren, die häufig nicht klar zu trennen sind. Diese Faktoren

haben ihre Ursachen auf verschiedenen räumlichen Skalen, von der Habitat-Skala

(z. B. Fehlen bestimmter Mikrohabitate) bis zur Einzugsgebiets-Skala (z. B. verstärkte

Sedimentation durch Oberflächeneintrag aus intensiv landwirtschaftlich genutzten

Flächen). Im Einzelnen wird gewässermorphologische Degradation hier definiert als:

• Fehlen oder Seltenheit von Habitaten, die für einen Gewässertyp im unbeein-trächtigten Zustand charakteristisch sind (z. B. Totholz, Kies in Tieflandgewässern);

• Vorhandensein oder ungewöhnliche Häufigkeit von Habitaten, die charakteristisch für eine gewässermorphologische Beeinträchtigung sind (z. B. Uferbefestigung, beweglicher Sand);

• Veränderte hydraulische Bedingungen (z. B. Stau, Restwasser);

• Vereinheitlichung der hydraulischen Bedingungen (z. B. Fehlen strömungsberuhig-ter Uferzonen, Fehlen von Rifflestrecken);

• Fehlen der Ufervegetation und damit einhergehende stärkere Besonnung;

• Potamalisierungseffekte/Rhithralisierungsefffekte;

• Verstärkte Sedimentation.

Für den Fauna-Index werden den Makrozoobenthostaxa positive (1, 2) oder negative

(-1, -2) Zahlenwerte zugewiesen. Jedes Taxon repräsentiert somit entweder einen

„Güte-“ oder einen „Schadaspekt“; dabei steht die Beziehung zur Hydromorphologie

bzw. zu einzelnen hydromorphologischen Strukturelementen/Habitaten im Vorder-

grund. Seltenheit oder Schutzstatus sind nebensächlich, sofern sie nicht mit einer

besonderen Empfindlichkeit und engen Habitatbindung einhergehen.

Die Einstufungen erfolgen typspezifisch; die Werte für einzelne Taxa können sich

somit von Gewässertyp zu Gewässertyp unterscheiden.

146

Bisherige Einstufung der Taxa für den Fauna-Index

Von Lorenz et al. (2004) wurden die Taxa für den Fauna-Index nach folgenden

Kriterien eingestuft:

• Statistisch nachweisbare Bindung an ein bestimmtes Habitat oder Strukturelement (positive Einstufung für Habitate, die für naturnahe Bedingungen stehen, negative für „Schadhabitate“);

• Statistisch nachweisbare Bindung an gewässermorphologisch naturnahe bis gering beeinträchtigte Abschnitte bzw. an gewässermorphologisch stark beeinträchtigte Abschnitte (z.B. über Indicator Species Analysis) (positive Einstufung stehen für naturnahe Bedingungen, negative für beeinträchtigte Bedingungen);

• Präferenz für bestimmte Habitate aufgrund von Literaturangaben (positive Einstufung für Habitate, die für naturnahe Bedingungen stehen, negative für „Schadhabitate“);

• Potamalisierungs- oder Rhithralisierungszeiger für eine bestimmte Gewässerzone (negative Einstufung);

• Arten, die (nach Literaturangaben oder eigenen Auswertungen) den eindeutigen Schwerpunkt ihres Vorkommens in einem bestimmten Gewässertyp haben („Leitarten“; positive Einstufung);

• Seltene Arten, für die eine besondere Empfindlichkeit angenommen wird (positive Einstufung).

Die Klassen des Fauna-Index und Leitlinien für Neu-Einstufungen / Umstufungen

„Klasse 2“:

• Taxa mit einer sehr engen Bindung an Habitate, die für naturnahe Bedingungen bzw. für „Gütestrukturen“ in einem Gewässertyp charakteristisch sind (vorzugs-weise statistisch belegt, ergänzend Erfahrungswerte);

• Taxa mit einem eindeutigen Vorkommensschwerpunkt in gewässermorphologisch naturnahen bis gering beeinträchtigten Abschnitten (statistisch belegt oder Erfahrungswerte);

• Taxa mit dem eindeutigen Schwerpunkt ihres Vorkommens in dem in Frage stehenden Gewässertyp („Leitarten“; statistisch nachgewiesen oder Erfahrungs-werte);

• Sehr seltene Arten, die in dem in Frage stehenden Gewässertyp aber regelmäßig anzutreffen sind.

147

„Klasse 1“:

• Taxa mit einer engen Bindung an Habitate, die für naturnahe Bedingungen in einem Gewässertyp charakteristisch sind (vorzugsweise statistisch belegt, zusätzlich Erfahrungswerte), die in anderen Habitaten aber auch regelmäßig vorkommen;

• Taxa, die in gewässermorphologisch gering beeinträchtigten Abschnitten häufiger sind als in degradierten Abschnitten (statistisch belegt oder Erfahrungswerte);

• Seltene Arten, die in dem in Frage stehenden Gewässertyp aber regelmäßig anzutreffen sind.

„Klasse -1“:

• Taxa mit einer engen Bindung an Habitate, die für degradierte Bedingungen in einem Gewässertyp charakteristisch sind (statistisch belegt oder Erfahrungswerte), die in anderen Habitaten aber auch regelmäßig vorkommen;

• Taxa, die in gewässermorphologisch degradierten Abschnitten häufiger sind als in anderen Abschnitten (statistisch belegt oder Erfahrungswerte).

„Klasse -2“:

• Taxa mit einer sehr engen Bindung an Habitate bzw. Strukturelemente, die für degradierte Bedingungen in einem Gewässertyp charakteristisch sind (vorzugs-weise statistisch belegt, zusätzlich Erfahrungswerte);

• Taxa mit einem eindeutigen Vorkommensschwerpunkt in gewässermorphologisch degradierten Abschnitten (vorzugsweise statistisch belegt, zusätzlich Erfahrungs-werte);

• Taxa, die in dem in Frage stehenden Gewässertyp stark veränderte hydraulische Bedingungen (z.B. Effekte von Stau und Restwasser) und/oder Potamalisierung / Rhithralisierung anzeigen.

Einstufungen und Vorschläge für Umstufungen beschränken sich im Regelfall auf die

Arten der Operationellen Taxaliste. In Ausnahmefällen (eindeutig bestimmbare Taxa

mit einem hohen Indikationswert) wurden zusätzliche Taxa zur Aufnahme in die

Operationelle Taxaliste mit entsprechender Einstufung vorgeschlagen.

148

4.2.3.2 Arteinstufungen der Fauna-Indices

Tabelle 64 gibt einen Überblick über die Anzahl der pro Fließgewässertyp eingestuften

Taxa. Die Werte schwanken zwischen 153 Indikatortaxa für Typ 15_groß und 544 für

Typ 9.1. Welche Taxa die Indikatorliste für den jeweiligen Typ enthält, kann den

Tabellen in Anhang XI entnommen werden.

Tabelle 64: Anzahl der pro Fließgewässertyp für den Fauna-Index eingestuften Taxa

Typ Klasse 2 Klasse 1 Klasse -1 Klasse -2 Summe

1.1 58 41 37 68 204

1.2 67 87 28 102 284

2.1 40 115 77 79 311

2.2 113 95 68 112 388

3.1 76 109 50 83 318

3.2 111 94 61 85 351

4 44 69 61 164 338

9 145 120 76 196 537

9.1 147 129 76 192 544

9.2 113 119 95 175 502

11/12 70 107 88 6 271

14/16 74 123 54 16 267

15/17 80 169 25 14 288

15_groß 56 63 27 7 153 Bei Käfern Angaben jeweils inklusive „Ad.“ (adult), „Lv.“ (larval) und „Ad./Lv.“

4.2.4 Vorgehen bei den Berechnungen

4.2.4.1 Filterung der faunistischen Datensätze

Wie in Kapitel 2.2.1.3 beschrieben, wurden auch die in Bearbeitungsphase III verwen-

deten Datensätze einem Filterprozess unterzogen. Folgende Filterkriterien wurden zu

Grunde gelegt:

• Probenahmezeitpunkt liegt nicht länger als zehn Jahre zurück (1995-2005);

• Bei der Probenahme müssen alle Teilhabitate erfasst worden sein (d. h. keine Surber- oder Freeze-Core-Proben);

149

• Bei der Probenahme müssen alle Taxa erfasst worden sein, beispielsweise nicht nur die der DIN 38 410;

• Zuordnung der Probestelle zu einem Gewässertyp;

• Einzugsgebiet > 8 km² (Gewässer > 10 km² sind EG-WRRL relevant und da man von einer gewissen Unschärfe bei der Größenermittlung des Einzugsgebietes ausgehen muss, wurden Gewässerabschnitte ab einem Einzugsgebiet von 8 km² berücksichtigt);

• Vorhandensein von abiotischen Daten zur Nutzung im Einzugsgebiet und/oder zur Gewässerstrukturgüte;

• Mindestens 10 Taxa, um sicherzustellen, dass keine unzureichend beprobten oder ungenügend bestimmten Datensätze in die Analysen eingehen;

• Für Bäche und Flüsse wurden Frühjahrs- und Sommerproben (Februar bis August) berücksichtigt;

• Der leitbildbezogene Saprobienindex ist gemäß dem Stand der typspezifischen Saprobieklassifizierung zur Zeit der Datenauswahl „sehr gut“ oder „gut“.

4.2.4.2 Taxonomische Harmonisierung

Im Rahmen der Bearbeitungsphase III wurde die taxonomische Harmonisierung auf

Grundlage der Operationellen Taxaliste nach Haase & Sundermann (2004) vorge-

nommen. Das Grundprinzip dieses Prozesses besteht darin, dass jedem Taxon in der

Datenbank, die den Berechnungen zugrunde liegt, ein Taxon gemäß Operationeller

Taxaliste zugewiesen ist. Folgende Schritte sind im Rahmen des Filterprozesses

möglich:

• Taxon gilt als nicht sicher bestimmbar und wird dem nächst sicher zu bestimmenden Taxon zugeordnet (Pisidium subtruncatum wird zu Pisidium sp.);

• Taxon gilt als sicher bestimmbar und geht als solches in die Berechnung ein (z. B. Elmis sp. Lv.);

• Taxon ist gemäß Operationeller Taxaliste völlig unzureichend bestimmt und entfällt daher (z. B. Trichoptera Gen. sp.).

4.2.4.3 Metricberechnung

Aus der zentralen Datenbank wurden nach den in Kapitel 4.2.4.1 definierten Kriterien

Datensätze ausgewählt und mit der Datenbank „ASSESS“ Metrics berechnet, die einer

von vier Metric-Typen zuzuordnen sind: „Zusammensetzung und Abundanz“, „Vielfalt

150

und Diversität“, „Toleranz“ und „Funktionale Metrics“. Diese Einteilung richtet sich

nach den Vorgaben der EG-WRRL und ermöglicht eine Gruppierung der Metrics

gemäß ihrer ökologischen Aussagequalität.

Für die Auswahl der Metrics wurden folgende Kriterien zu Grunde gelegt:

• Der Metric ist nach Bearbeitungsphase I bereits im deutschen Bewertungssystem enthalten und hat sich für mindestens einen der Fließgewässertypen als geeignet erwiesen;

• Der Metric ist potenziell für die Bewertung geeignet;

• Der Metric wurde nicht ausdrücklich zur Indikation der organischen Verschmutzung entwickelt;

• Der Metric errechnet sich nicht auf der Grundlage von Taxagruppen, die nur in sehr wenigen Probenahmen vertreten sind.

Für jede Taxaliste ergab sich eine Liste mit bis zu 76 Metric-Ergebnissen.

151

Tabelle 65: Metric-Gruppenliste Metric-Typ: Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet. Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung und Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt und Diversität, F = funktionale Metrics

Metric-Name Metric-Typ Referenz Diversitätsindices Diversität (Margalef Index) V/D Margalef (1984) Diversität (Shannon-Wiener-Index) V/D Shannon & Weaver (1949) (Längs-)Zonierung Eucrenal [%] (Ind.) F Hypocrenal [%] (Ind.) F Epirhithral [%] (Ind.) F Metarhithral [%] (Ind.) F Hyporhithral [%] (Ind.) F Epipotamal [%] (Ind.) F Metapotamal [%] (Ind.) F Litoral [%] (Ind.) F Crenal gesamt [%] (Ind.) F Rhithral gesamt [%] (Ind.) F Potamal gesamt [%] (Ind.) F


Potamon-Typie-Index (HK) T Schöll et al. (2005) Rhithron-Typie-Index (Ind.) T Biss et al. (2002) Strömungspräferenzen rheophil [%] (Ind.) F rheophil [%] (HK) F Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.) F Anteil Strömungsindifferente [%] (HK) F


Rheoindex nach Banning (Ind.) F Rheoindex nach Banning (HK) F

Banning (1998)

Mikrohabitatpräferenzen Pelal [%] (Ind.) F Psammal [%] (Ind.) F Akal [%] (Ind.) F Akal [%] (HK) F Lithal [%] (Ind.) F Phytal [%] (Ind.) F


Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (Ind.) F Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (HK) F

Braukmann (1997)

Ernährungstypen Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.) F Zerkleinerer [%] (Ind.) F Sammler [%] (Ind.) F Aktive Filtrierer [%] (Ind.) F Passive Filtrierer [%] (Ind.) F Verhältnis aktiver zu passiver Filtrierer [%] (Ind.) F


152

Metric-Name Metric-Typ Referenz Deutscher Fauna-Index Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 T Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 T Fauna-Index organische Bäche Typ 11 T Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 T Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 T

Lorenz et al. (2004a)

Fauna-Index Typ 1.1 T Fauna-Index Typ 1.2 T Fauna-Index Typ 2.1 T Fauna-Index Typ 2.2 T Fauna-Index Typ 3.1 T Fauna-Index Typ 3.2 T Fauna-Index Typ 4 T Fauna-Index Typ 9 T Fauna-Index Typ 9.1 T Fauna-Index Typ 9.2 T Fauna-Index Typ 11/12 T Fauna-Index Typ 14/16 T Fauna-Index Typ 15/17 T Fauna-Index Typ 15_groß T Relativer Anteil taxonomischer Gruppen Gastropoda [%] (Ind.) Z/A Crustacea [%] (Ind.) Z/A Plecoptera [%] (Ind.) Z/A Trichoptera [%] (Ind.) Z/A Coleoptera [%] (Ind.) Z/A EPT-Taxa [%] (Ind.) Z/A EPT-Taxa [%] (HK) Z/A EPTCBO-Taxa [%] (Ind.) Z/A hololimnisch [%] Z/A Taxazahl # Taxa V/D # Ephemeroptera V/D # Plecoptera V/D # Trichoptera V/D # Coleoptera V/D # EPT-Taxa V/D # EPTCBO (Ephemeroptera, Plectoptera, Trichoptera, Coleoptera, Bivalvia, Odonata) V/D

Sonstige Lake outlet index (quantitative) (LTIquan) T Brunke (2004) Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) T Anteil Xenosaprobe [%] (HK) T Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) T Anteil Oligosaprobe [%] (HK) T

Zelinka & Marvan (1961); Moog et al. (1995)

Rhitrontypieindex (RTI) T Biss et al. (2002)

153

4.2.4.4 Auswahl der Struktur- und Nutzungsparameter

Für den Großteil der deutschen Fließgewässertypen wurden die geeigneten Struktur-

und Nutzungsparameter bereits im Rahmen der Bearbeitungsphase I ausgewählt (vgl.

hierzu Kapitel 2.2.1.3, „Auswahl geeigneter Nutzungs- und Strukturparameter“).

Kriterien für die Auswahl waren, (1) dass die Parameter einen Gradienten innerhalb

des Datensatzes aufweisen und (2) zwischen dem Parameter und der

Makrozoobenthoszönose ein zumindest theoretisch begründbarer Zusammenhang

besteht.

Die Ergebnisse dieser Auswahl wurden auch für die Berechnungen in der Bearbei-

tungsphase III zu Grunde gelegt. Für Typen, für die die Analysen nicht durchgeführt

worden waren, wurden die ausgewählten Parameter vergleichbarer Typen verwendet.

4.2.4.5 Korrelationsanalysen, Identifikation der Kandidatenmetrics und Standardisierung der Klassengrenzen

Die Korrelationsanalysen und die Auswahl der Kandidatenmetrics wurden in Anleh-

nung an Kapitel 2.2.1.3 („Korrelationsanalysen und die Identifikation der Kandidaten-

metrics“) getrennt für jeden Typ wie folgt durchgeführt:

• Berechnung der in der Gruppenliste aufgeführten Metrics für jede Artenliste, die für einen Gewässertyp vorliegt (vgl. Kapitel 4.2.4.3).

• Durchführung von Korrelationsanalysen zwischen den Nutzungsparametern, dem Nutzungsindex, den Strukturparametern und dem Strukturindex als unabhängige Variable und den Metric-Ergebnissen als abhängige Variable (Spearman-Rangkorrelation, durchgeführt mit STATISTICA 6 der Firma StatSoft Inc.). Jeder der Parameter wurde einzeln mit dem Ergebnis jedes Metric korreliert, jeweils für alle Probestellen des Gewässertyps für den die entsprechenden Nutzungs- und Strukturdaten vorliegen. Die Korrelationsanalysen zwischen Metric-Ergebnissen und Nutzung konnten somit, wie schon in Bearbeitungsphase I, für jeden Gewässertyp durchgeführt werden, die Korrelationsanalysen zwischen Metric-Ergebnisse und Gewässerstruktur in Abhängigkeit von der Datenlage nur für einige Typen.

154

• Aus der Vielzahl an Einzelergebnissen wurde eine Übersicht erstellt, die für jede Metric-Gruppe („Zusammensetzung/Abundanz“, „Vielfalt/Diversität“, „Toleranz“, „Funktionale Metrics“) die drei Metrics enthält, die je Gewässertyp am besten mit den Nutzungsvariablen korrelieren. Ergänzt wurde die Übersicht durch weitere Metrics, die sich im Rahmen des Bundesweiten Praxistests und bei den Praxistests der Länder als geeignet für die Bewertung erwiesen haben und auf hohe Akzeptanz bei den Bearbeitern stoßen. Mit Hilfe derselben Arbeitsschritte wurden auch die Korrelationsergebnisse mit den gewässerstrukturellen Parametern weiterbearbeitet. Die Ergebnisse dieser Auswertung sind in Tabelle 66, Tabelle 67 und Tabelle 68 zusammengefasst.

• Die 23 Fließgewässertypen und Untertypen, für die die Korrelationsanalysen durchgeführt worden sind, wurden zu Typengruppen zusammengefasst und möglichst gleiche Metric-Kombinationen je Gruppe ausgewählt: Bäche und Flüsse der Alpen und des Alpenvorlandes (Gewässertypen 1.1-4), Mittelgebirgsbäche (Typen 5-7), Mittelgebirgsflüsse(Typen 9-9.2), organisch geprägte Tieflandbäche und Flüsse (Typen 11 und 12), mineralisch geprägte Tieflandbäche und –flüsse (Typen 14-18). Der Ökoregion unabhängigen Typ 19 wurde in Anlehnung an die Typen 11 und 12 sowie 14-18 betrachtet; die Ergebnisse zu Typ 21 wurden separat ausgewertet. Die Datenlage für Typ 18 war zu gering um Korrelationsberechnungen durchzuführen. Für diesen Typ werden die Core Metrics und Ankerpunkte des ähnlichen Typs 14 zu Grunde gelegt.

• Von den Projektbearbeitern und den Mitgliedern des Projektbegleitenden Beirates wurden für je drei Kerntypen in den Alpen und im Mittelgebirge (Typen 1.1, 5, 9) sowie im Tiefland (Typen 11, 14, 15) die folgenden Kandidatenmetrics ausgewählt: (1) Metrics mit den höchsten Korrelationen mit einem Struktur- bzw. Nutzungspara-meter, (2) Metrics die bei der graphischen Analyse des Korrelationsdiagrammes eine deutlich steigende oder fallende Tendenz mit der Degradation erkennen ließen und zwar entsprechend der Hypothese (z. B. Abnahme des Anteils an EPT-Taxa bei zunehmender Belastung) und (3) Metrics, die sich im Rahmen der Praxistests als besonders geeignet für die Bewertung erwiesen haben, u. a. durch ihre hohe Akzeptanz bei den Anwendern.

• Basierend auf den Ergebnissen der Korrelationsanalysen und der Metric-Auswahl für die Kerntypen, wurden möglichst ähnliche Kandidatenmetrics für die weiteren Fließgewässertypen ausgewählt. Die Ergebnisse dieses Auswahlschrittes gibt Tabelle 69 wieder.

155

• Für jeden Fließgewässertyp wurde ein Rechenmodul in MS Excel erstellt, so dass eine Überprüfung der alternativen Metric-Kombinationen durch die Bundesländer mit eigenen Daten stattfinden konnte19.

Für die Erstellung der Rechenmodule mussten neben der Auswahl der Kandidaten-

metrics auch deren typspezifische Klassengrenzen standardisiert werden. Dies wurde

analog zu dem in Kapitel 2.2.1.3 („Standardisierung der Klassengrenzen und Auswahl

der Core Metrics“) beschriebenen Vorgehen durchgeführt, mit der Ergänzung, dass

aus den Werten der Kandidatenmetrics für die Probestellen des jeweiligen Gewässer-

typs neben den 95 %- und 5 %-Perzentilen auch die 90 %- und 10 %-Perzentile

berechnet wurden.

Die alternativen Metric-Kombinationen und die zugehörigen Ankerpunkte sind für

jeden Gewässertyp im Anhang XII aufgeführt.

Tabelle 66 (folgende Seiten): Fließgewässertypen der Alpen und des Alpenvorlandes (Typen 1.1, 1.2, 2.1, 2.2, 3.1, 3.2, 4) Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Landnutzungsparametern bzw. der Strukturgüteklasse korrelieren (Spearman Rangkorrelationskoeffizienten) r = Spearman Rangkorrelationskoeffizient, Pa = Landnutzungsparameter, A = Ackerflächen/Dauerkulturen (arable land), F = Wälder (forest), P = Weide (pasture), U = Siedlungsflächen (urban areas), I = Nutzungs-index, G = Gewässerstrukturgüteindex (wurde für die Typen 1-4 verwendet, da hier keine Daten zu den einzelnen Parametern vorlagen); Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet.

19 Da die Überarbeitung der Fauna-Indices zum Zeitpunkt der Erstellung der Rechenmodule noch nicht abgeschlossen war, wurde die Überprüfung der Index-Varianten mit den „alten“ Fauna-Indices durchge-führt.

Korrelation zur Landnutzung Korrelation zur Gewässerstrukturgüte

Typ

1.1

Typ

1.2

Typ

2.1

Typ

2.2

Typ

3.1

Typ

3.2

Typ

4

Typ

1.1

Typ

1.2

Typ

2.1

Typ

2.2

Typ

3.1

Typ

3.2

Typ

4

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaZusammensetzung/Abundanz

Gastropoda [%] (Ind.)

Crustacea [%] (Ind.) 0,53 F 0,37 A 0,54 G

Plecoptera [%] (Ind.) 0,68 I 0,63 F 0,5 U 0,73 A 0,53 G

Trichoptera [%] (Ind.) 0,32 I, P 0,49 U 0,79 U

Coleoptera [%] (Ind.) 0,34 F 0,65 P 0,53 A 0,32 I 0,4 G 0,76 G

EPT-Taxa [%] (Ind.) 0,62 I 0,59 P 0,62 G

EPT-Taxa [%] (HK) 0,28 P 0,68 I 0,58 I 0,62 P 0,28 A 0,28 I 0,14 G 0,57 G 0,66 G

EPTCBO-Taxa [%] (Ind.) 0,62 I 0,60 G

hololimnisch [%] unzu

reic

hend

e D

aten

basi

s

Aus

wah

l bas

iert

auf

Länd

erbe

rech

nung

en

unzu

reic

hend

e D

aten

basi

s

Aus

wah

l bas

iert

auf

Länd

erbe

rech

nung

en

unzureichende Datenbasis Auswahl basiert auf

Länderberechnungen


# Taxa 0,28 P 0,56 U 0,41 U

# Ephemeroptera 0,43 P 0,68 A 0,38 A 0,82 P 0,45 G

# Plecoptera 0,48 P 0,69 I 0,63 F 0,56 U 0,59 G

# Trichoptera 0,61 A 0,85 P

# Coleoptera 0,66 P 0,66 G

# EPT-Taxa 0,28 U 0,62 I 0,81 P 0.31 G 0,49 G

# EPTCBO (Ephemeroptera, Plectopte-ra, Trichoptera, Coleoptera, Bivalvia, Odonata)

0,60 I 0,54 U 0,35 A 0,79 P 0,31 G 0,65 G 0,41 G

Diversität (Margalef Index)

Diversität (Shannon-Wiener-Index) unzu

reic

hend

e D

aten

basi

s A

usw

ahl

basi

ert a

uf L

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unge

n un

zure

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Dat

enba

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Aus

wah

l ba

sier

t auf

Län

derb

erec

hnun

gen

0,73 G


Länderberechnungen

Toleranz

Fauna-Index Typ 1.1 0,28 U,P 0,44 G

Fauna-Index Typ 1.2 0,75 I

Fauna-Index Typ 2.1 0,68 I 0,42 G

Fauna-Index Typ 2.2 0,62 F


Länderberechnungen


Typ

1.1

Typ

1.2

Typ

2.1

Typ

2.2

Typ

3.1

Typ

3.2

Typ

4

Typ

1.1

Typ

1.2

Typ

2.1

Typ

2.2

Typ

3.1

Typ

3.2

Typ

4

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaFauna-Index Typ 3.1 0,32 U

Fauna-Index Typ 3.2

Fauna-Index Typ 4 0,75 I 0,56 G

Lake outlet index (quantitative) (LTIquan)

Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) 0,37 I,P 0,73 P 0,50 G

Anteil Xenosaprobe [%] (HK) 0,81 P 0,43 U 0,49 G

Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) 0,39 P 0,68 I 0,65 F 0,28 F 0,62 G

Anteil Oligosaprobe [%] (HK) 0,37 P 0,67 I 0,66 F 0,82 A 0,65 G 0,35 G

Potamon-Typie-Index (HK) 0,95 I

Rhithron-Typie-Index (Ind.) 0,70 I 0,84 A 0,64 G 0,58 G

Funktionale Metrics

Eucrenal [%] (Ind.) 0,34 U

Hypocrenal [%] (Ind.) 0,70 I

Epirhithral [%] (Ind.) 0,66 A 0,88 A

Metarhithral [%] (Ind.) 0,93 A 0,74 G

Hyporhithral [%] (Ind.)

Epipotamal [%] (Ind.) 0,69 P 0,88 I

Metapotamal [%] (Ind.) 0,61 F 0,68 G

Litoral [%] (Ind.) 0,62 P 0,73 G

Crenal gesamt [%] (Ind.) 0,69 I

Rhithral gesamt [%] (Ind.) 0,88 A 0,71 G 0,73 G

Potamal gesamt [%] (Ind.) 0,63 A

rheophil [%] (Ind.)

rheophil [%] (HK)

Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.)

Anteil Strömungsindifferente [%] (HK) 0,43 P

Rheoindex nach Banning (Ind.) unzu

reic

hend

e D

aten

basi

s A

usw

ahl b

asie

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f Lä

nder

bere

chnu

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unzu

reic

hend

e D

aten

basi

s A

usw

ahl b

asie

rt au

f Lä

nder

bere

chnu

ngen

unzureichende Datenbasis Auswahl basiert auf Länderberechnungen


Typ

1.1

Typ

1.2

Typ

2.1

Typ

2.2

Typ

3.1

Typ

3.2

Typ

4

Typ

1.1

Typ

1.2

Typ

2.1

Typ

2.2

Typ

3.1

Typ

3.2

Typ

4

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaRheoindex nach Banning (HK) 0,36 P 0,58 I 0,61 I,A 0,48 P 0,31 U 0,71 I 0,07 G 0,55 G

Pelal [%] (Ind.) 0,48 P

Psammal [%] (Ind.)

Akal [%] (Ind.)

Akal [%] (HK) 0,41 U

Lithal [%] (Ind.)

Phytal [%] (Ind.) 0,90 F

Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (Ind.) 0,63 I 0,34 A 0,55 G

Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (HK) 0,43 U 0,34 A 0,64 G

Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.) 0,69 G

Zerkleinerer [%] (Ind.)

Sammler [%] (Ind.) 0,53 G

Aktive Filtrierer [%] (Ind.)

Passive Filtrierer [%] (Ind.)

Verhältnis aktiver zu passiver Filtrierer [%] (Ind.) 0,78 G

159

Tabelle 67 (folgende Seiten): Fließgewässertypen des Mittelgebirges, des Tieflandes und Ökoregion unabhängige Typen (Typen 5-9.2, 14-17, 11, 12, 19, 21) Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Landnutzungsparametern korrelieren (Spearman Rangkorrelationskoeffizienten) r = Spearman Rangkorrelationskoeffizient, Pa = Landnutzungsparameter, A = Ackerflächen/Dauerkulturen (arable land), F = Wälder (forest), P = Weide (pasture), U = Siedlungsflächen (urban areas), I = Nutzungsindex, Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet; kursiv = nicht signifikant.

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

15_g

roß

Typ

16

Typ

17

Typ

19

Typ

21

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaZusammensetzung/-Abundanz

Gastropoda [%] (Ind.) 0,44 I 0,46 I Crustacea [%] (Ind.) 0,45 I 0,37 A 0,51 U 0,64 F 0,44 I Plecoptera [%] (Ind.) 0,45 I 0,56 P 0,56 A 0,54 I 0,55 I 0,5 I 0,36 I 0,36 I 0,31 I Trichoptera [%] (Ind.) 0,25 U 0,36 A 0,39 A 0,6 U 0,44 I Coleoptera [%] (Ind.) 0,39 A 0,48 P 0,47 A EPT-Taxa [%] (Ind.) 0,43 I 0,26 U 0,4 F 0,32 A

EPT-Taxa [%] (HK) 0,39 I 0,16 P 0,56 I 0,59 I 0,31 U, P 0,53 I 0,44 A 0,46 F 0,31 P 0,44 F 0,43 I 0,58 U 0,3 F 0,22 I 0,27 I 0,46 I

EPTCBO-Taxa [%] (Ind.) 0,5 I 0,43 I 0,6 U 0,49 I

Vielfalt/Diversität # Taxa 0,5 A 0,58 I 0,33 F # Ephemeroptera 0,61 I 0,61 I 0,53 I # Plecoptera 0,5 I 0,6 A 0,58 A 0,52 I 0,36 I 0,47 I # Trichoptera 0,34 A 0,34 I 0,17 I 0,53 P 0,35 I 0,13 F 0,62 U 0,16 P 0,41 P 0,19 U

# Coleoptera 0,34 A 0,35 U, F 0,33 I 0,38 I 0,38 A

# EPT-Taxa 0,35 A 0,54 I 0,66 I 0,46 A 0,61 I 0,39 I 0,41 P 0,32 I 0,52 U # EPTCBO (Ephemeroptera, Plectoptera, Trichoptera, Co-leoptera, Bivalvia, Odonata)

0,35 A 0,54 I 0,65 I 0,47 A 0,58 I 0,35 U 0,51 U

Diversität (Margalef Index) 0,46 A 0,31 A 0,53 I 0,33 F Diversität (Shannon-Wiener-Index)

Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 0,52 I 0,55 I,

F 0,56 I 0,73 I 0,5 I

Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 0,29 A 0,35 I 0,19 P

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

15_g

roß

Typ

16

Typ

17

Typ

19

Typ

21

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaFauna-Index organische Bäche Typ 11

Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 0,54 I 0,47 P 0,59 F 0,38 I 0,43 U 0,41 F 0,29 I

Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 0,33 P 0,57 F 0,39 I 0,33 F 0,17 U

Fauna-Index Typ 9 0,41 F

Fauna-Index Typ 9.1 0,44 A

Fauna-Index Typ 9.2 0,34 I

Fauna-Index Typ 11/12 0,44 I 0,35 P 0,43 F

Fauna-Index Typ 14/16 0,56 F 0,44 F

Fauna-Index Typ 15/17 0,28 F 0,18 U

Fauna-Index Typ 15_groß 0,24 U Lake outlet index (quantitative) (LTIquan)

0,28 I

Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) 0,53 F 0,42 I 0,39 U

Anteil Xenosaprobe [%] (HK) 0,57 I 0,56 F 0,35 F 0,42 I 0,35 F 0,45 U

Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) 0,53 I 0,34 I 0,53 U 0,31 A

Anteil Oligosaprobe [%] (HK) 0,57 I 0,61 I 0,63 I 0,31 I 0,43 A 0,37 F 0,54 U 0,37 F 0,32 A

Potamon-Typie-Index (HK) 0,4 P

Rhithron-Typie-Index (Ind.) 0,57 I 0,62 I 0,41 A 0,62 I 0,51 P 0,54 I 0,41 I

Funktionale Metrics Eucrenal [%] (Ind.) Hypocrenal [%] (Ind.) Epirhithral [%] (Ind.) 0,54 I 0,47 A 0,41 I Metarhithral [%] (Ind.) 0,17 I 0,16 I Hyporhithral [%] (Ind.) 0,51 I 0,59 I Epipotamal [%] (Ind.) 0,54 I 0,46 W Metapotamal [%] (Ind.)

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

15_g

roß

Typ

16

Typ

17

Typ

19

Typ

21

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa

Litoral [%] (Ind.) 0,46 I 0,51 I, A 0,31 I 0,28 P 0,37 F 0,28 U

Crenal gesamt [%] (Ind.) 0,55 P Rhithral gesamt [%] (Ind.) Potamal gesamt [%] (Ind.) 0,57 I 0,45 I rheophil [%] (Ind.) rheophil [%] (HK) 0,46 A Anteil Strömungsindifferente [%] (Ind.)

Anteil Strömungsindifferente [%] (HK)

Rheoindex nach Banning (Ind.) 0,5 I

Rheoindex nach Banning (HK) 0,47 I 0,55 I 0,45 A 0,6 I

Pelal [%] (Ind.) 0,44 P 0,38 F 0,47 F Psammal [%] (Ind.) Akal [%] (Ind.) 0,39 F Akal [%] (HK) Lithal [%] (Ind.) 0,44 I 0,66 U Phytal [%] (Ind.) 0,48 F 0,19 U Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (Ind.)

0,56 I

Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (HK) 0,54 I

Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.) 0,4 A 0,42 U

Zerkleinerer [%] (Ind.) 0,44 P 0,69 F Sammler [%] (Ind.) Aktive Filtrierer [%] (Ind.) 0,49 I 0,39 F

Typ

5

Typ

5.1

Typ

6

Typ

7

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

15_g

roß

Typ

16

Typ

17

Typ

19

Typ

21

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaPassive Filtrierer [%] (Ind.) 0,4 A 0,44 P 0,34 A Verhältnis aktiver zu passiver Filtrierer [%] (Ind.) 0,31 A 0,7 F

164

Tabelle 68 (folgende Seiten): Fließgewässertypen des Mittelgebirges, des Tieflandes und Ökoregion unabhängige Typen (Typen 5, 5.1, 9-9.2, 14, 15, 11, 12, 19, 21) Übersicht über die Metrics, die am besten mit den Strukturparametern der „Vor-Ort-Kartierung“ (Verfahrensbeschreibung der LAWA) korrelieren (Spearman Rangkorrelationskoeffizienten) r = Spearman Rangkorrelationskoeffizient, Pa = Strukturparameter, Lf = Laufform, Uv = Uferverbau, I = Gewässerstrukturgüteindex, Sd = Strömungsdiversität, BL = Besondere Laufstrukturen, BU = Besondere Uferstrukturen, T = Tiefenvarianz, Bv = Breitenvarianz, P = Profiltyp, Pt = Profiltiefe, St = Substratdiversität, Q = Querbänke, BS = Besondere Sohlstrukturen, Sv = Sohlenverbau, R = Rückstau, Lb = Längsbänke, Ub = Uferbewuchs, Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet; kursiv = nicht signifikant.

Typ

5

Typ

5.1

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

19

Typ

21

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaZusammensetzung/Abundanz Gastropoda [%] (Ind.) 0,54 BU Crustacea [%] (Ind.) 0,4 Uv 0,57 BL 0,64 BU Plecoptera [%] (Ind.) 0,85 Lf

Trichoptera [%] (Ind.) 0,48 Lb, Q 0,46 Sd 0,57 Lf 0,46 BL 0,5 P

Coleoptera [%] (Ind.) 0,41 Lf 0,47 BU 0,61 Ub 0,61 P 0,88 St EPT-Taxa [%] (Ind.) 0,47 Q 0,44 Sd 0,57 Pt 0,64 Lb 0,,6 St EPT-Taxa [%] (HK) 0,13 Lf 0,59 Q 0,57 Sd 0,53 Pt 0,49 Sd 0,52 BU 0,66 Lb 0,33 P 0,37 St 0,84 Lf 0,54 T EPTCBO-Taxa [%] (Ind.) 0,62 Pt 0,51 St

Vielfalt/Diversität # Taxa # Ephemeroptera 0,36 b 0,51 Lf 0,41 Uv 0,52 Lf # Plecoptera 0,31 Bv 0,87 Lf # Trichoptera 0,52 Uv 0,54 St 0,47 I 0,5 Lf 0,47 BL 0,3 P 0,74 Ub # Coleoptera 0,35 Lf 0,61 T 0,45 T 0,51 BL 0,53 P # EPT-Taxa 0,38 Q 0,53 Bv 0,43 BU 0,59 Lf # EPTCBO (Ephemeroptera, Plectoptera, Trichoptera, Coleoptera, Bivalvia, Odonata) 0,52 Pt 0,45 St 0,39 Sd

Diversität (Margalef Index) Diversität (Shannon-Wiener-Index) 0,46 BU 0,4 Q 0,56 Uv 0,56 BU 0,68 R

Toleranz

Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 0,41 I, Q 0,32 St 0,54 BS

Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 0,62 Sd 0,35 Uv 0,58 Sd

Fauna-Index organische Bäche Typ 11

Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 0,61 I 0,61 Pt 0,72 Lf

Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 0,61 Lf 0,64 Pt 0,74 BL 0,74 Lf

Fauna-Index Typ 9 0,57 Sd

Typ

5

Typ

5.1

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

19

Typ

21

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaFauna-Index Typ 9.1 0,5 T

Fauna-Index Typ 9.2 0,46 Sd

Fauna-Index Typ 11/12 0,49 BU 0,67 Lf 0,25 P

Fauna-Index Typ 14/16 0,47 I

Fauna-Index Typ 15/17 0,67 BU

Fauna-Index Typ 15_groß

Lake outlet index (quantitative) (LTIquan) 0,7 Bv

Anteil Xenosaprobe [%] (Ind.) 0,42 I 0,49 Sd 0,66 P 0,67 St 0,83 Ub

Anteil Xenosaprobe [%] (HK) 0,41 I 0,53 Sd 0,46 BU 0,67 St

Anteil Oligosaprobe [%] (Ind.) 0,5 T 0,72 Lb

Anteil Oligosaprobe [%] (HK) 0,61 I 0,68 Pt 0,75 BU

Potamon-Typie-Index (HK) 0,58 Lf 0,59 Sd

Rhithron-Typie-Index (Ind.) 0,46 I 0,65 Lf 0,68 Pt 0,67 BU

Funktionale Metrics Eucrenal [%] (Ind.) 0,47 Sd Hypocrenal [%] (Ind.) Epirhithral [%] (Ind.) 0,39 I 0,52 Lf 0,67 Sd Metarhithral [%] (Ind.) 0,39 Sd 0,49 Lb Hyporhithral [%] (Ind.) 0,44 Bv Epipotamal [%] (Ind.) 0,41 Bv 0,62 BL Metapotamal [%] (Ind.) 0,65 T Litoral [%] (Ind.) 0,47 BU 0,47 P 0,55 BU Crenal gesamt [%] (Ind.) 0,5 Lf Rhithral gesamt [%] (Ind.) Potamal gesamt [%] (Ind.) rheophil [%] (Ind.) 0,87 Ub 0,84 Lf rheophil [%] (HK) 0,62 T 0,48 BU 0,87 Ub 0,68 Pt 0,67 BU 0,84 Lf

Typ

5

Typ

5.1

Typ

9

Typ

9.1

Typ

9.2

Typ

11

Typ

12

Typ

14

Typ

15

Typ

19

Typ

21

Metric-Typ/Metric r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r Pa r PaAnteil Strömungsindifferente [%] (Ind.) Anteil Strömungsindifferente [%] (HK) Rheoindex nach Banning (Ind.) Rheoindex nach Banning (HK) 0,26 Q 0,35 Sd Pelal [%] (Ind.) 0,37 St Psammal [%] (Ind.) 0,85 BL Akal [%] (Ind.) Akal [%] (HK) Lithal [%] (Ind.) 0,51 BU 0,6 Sd Phytal [%] (Ind.) 0,47 Q 0,58 P 0,54 I Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (Ind.) 0,49 Bv

Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (HK) 0,38 BS 0,5 Bv

Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.) 0,54 Lf Zerkleinerer [%] (Ind.) 0,62 BS Sammler [%] (Ind.) Aktive Filtrierer [%] (Ind.) 0,55 BU 0,95 BS Passive Filtrierer [%] (Ind.) 0,62 BS Verhältnis aktiver zu passiver Filtrierer [%] (Ind.)

168

Tabelle 69: Kandidatenmetrics für das Modul „Allgemeine Degradation“ Ind. = mit Individuenzahlen berechnet, HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet

Bäch

e un

d Fl

üsse

der

Al

pen

und

des

Alpe

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elge

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e M

iner

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eprä

gte

Tief

land

bäch

e un

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flüss

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Öko

regi

on u

nabh

ängi

ge

Bäch

e un

d Fl

üsse

Gewässertypen 1-4 5-7 9-9.2 11-12 14-18 19, 21 Zusammensetzung/Abundanz Crustacea [%] (Ind.) EPT-Taxa [%] (HK) hololimnisch [%]

Vielfalt/Diversität # Taxa # Ephemeroptera # Plecoptera # Trichoptera # EPT-Taxa # EPTCBO Diversität (Shannon-Wiener-Index)

Toleranz Fauna-Index Mittelgebirgsbäche Typ 5 Fauna-Index Mittelgebirgsflüsse Typ 9 Fauna-Index Tieflandbäche Typ 14 Fauna-Index Tieflandflüsse Typ 15 Lake outlet index (quantitative) (LTIquan) Anteil Xenosaprobe [%] (HK) Anteil Oligosaprobe [%] (HK) Potamon-Typie-Index (HK) Rhithron-Typie-Index (Ind.)

Funktionale Metrics Epirhithral [%] (Ind.) Hyporhithral [%] (Ind.) Litoral [%] (Ind.) Rhithron-Typie-Index (Ind.) rheophil [%] (HK) Rheoindex nach Banning (Ind.) Rheoindex nach Banning (HK) Pelal [%] (Ind.) Lithal [%] (Ind.) Phytal [%] (Ind.) Steinbesiedler nach Braukmann "AHT 1" [%] (HK)

Weidegänger und Abkratzer [%] (Ind.) Zerkleinerer [%] (Ind.)

169

4.2.4.6 Rückmeldung der Länder zu den alternativen Metric-Kombinationen

Die folgenden Tabellen fassen die Rückmeldungen der Bundesländer zu den in Form

der Rechenmodule zur Verfügung gestellten Metric-Alternativen für das Modul

„Allgemeine Degradation“ zusammen und bilden die Grundlage für die abschließende

Auswahl der Core Metrics und Ankerpunkte. Folgende Möglichkeiten zum generellen

Aufbau des Moduls „Allgemeine Degradation“ standen zur Diskussion:

1. Das Modul „Allgemeine Degradation“ als Multimetrischer Index mit (a) allen

Metrics gleichrangig oder (b) mit einem Fauna-Index, der 50 % gewichtet

wird.

2. Das Modul „Allgemeine Degradation“ beschränkt sich auf den Fauna-Index;

die weiteren Metrics werden lediglich als Interpretationshilfe ausgegeben.

Berechnungsgrundlage für die zukünftige Bewertung ist die Möglichkeit eins wobei der

Fauna-Index für den jeweiligen Typ mit 50 % gewichtet wird.

Tabelle 70: Legende zu Tabelle 71ff (UDE = Universität Duisburg-Essen; k. A. = keine Angaben)

Beispiel Erläuterung

Typ 5

Kandidatenmetrics

EPT [%] HK Rheoindex Lithal [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # Taxa oder # Plecoptera oder # EPTCBO zusätzlich ER [%] oder HR [%]

In der Zeile "Kandidatenmetrics" (grau hinterlegt) sind die Metrics aufgelistet, die in mindestens einer der getesteten MMI-Varianten vorkommen.

NRW_Anmerkungen einstimmig DFI 50%; leichte Tendenz # Taxa

In den Zeilen "Bundesland xy_Anmerkungen" sind die Anmerkungen aus den einzelnen Bundesländern zusammengefasst.

NRW_Fazit


In den Zeilen "Bundesland xy_Fazit" stehen nochmals die möglichen Core Metrics, die nach den Testergebnissen der Bundesländer wie folgt hervorgehoben sind: - nicht hervorgehoben: keine Ausage zur Eignung des Metric - fett: Eignung des Metric bestätigt - durchgestrichen: Metric scheint nicht geeignet - kursiv: Eignung des Metric oder der Ankerpunkte (Ap) fraglich

UDE_Anmerkungen

MMI5_6 (r = 0,65) und MMI5_6.1 (r = 0,64) korrelieren am besten mit der Voreinstufung der Länder (n = 52)

Die Voreinstufung der Länder (soweit verfügbar) wurde gegen die Ergebnisse der verschiedenen MMI-Varianten korreliert.

UDE_Fazit

Fazit der Projektbearbeiter aus den Anmerkungen der Länder, wobei die Hervorhebung „fett“ bedeutet, dass die Eignung des Metric (zumindest von einem Bundesland) bestätigt wurde.

Tabelle 71: Zusammenfassung der Rückmeldungen der Bundesländer zu den Kandidatenmetrics der Typen 5-7

Typ 5 Typ 5.1 Typ 6 Typ 7

Kandidatenmetrics


EPT [%] HK Rheoindex Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # Taxa oder # Plecoptera oder # EPTCBO zusätzlich ER [%]


EPT [%] HK Rheoindex Lithal [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # Taxa oder # Plecoptera oder # EPTCBO zusätzlich ER [%]

NRW_Anmerkungen einstimmig DFI 50%; leichte Tendenz # Taxa

nur Stellungnahme Aachen: DFI 50%, # Taxa oder EPTCBO, % ER

DFI gleichrangig, dann aber keine # Plecopteren, sondern # Taxa oder # EPTCBO

MMI7_9 (DFI gleichrangig, # EPTCBO, % Lithal); aber auch MM7_11 würde z. B. richtige Ergebnisse liefern

NRW_Fazit





RP_Anmerkungen k. A. zu einzelnen (Core) Metrics oder MMI_Varianten

k. A. zu einelnen (Core) Metrics oder MMI_Varianten



HE_Anmerkungen k. A. k. A. (nur 2 Proben) k. A. (nur 2 Proben) k. A.

Typ 5 Typ 5.1 Typ 6 Typ 7

Kandidatenmetrics





UDE_Anmerkungen MMI5_6 (r = 0,65) und MMI5_6.1 (r = 0,64) korrelieren am besten mit der Voreinstufung der Länder (n = 52)

UDE_Fazit





Tabelle 72: Zusammenfassung der Rückmeldungen der Bundesländer zu den Kandidatenmetrics der Typen 9-9.2

Typ 9 Typ 9.1 Typ 9.2

Kandidatenmetrics

EPT [%] HK Rheoindex # EPTCBO Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig p_pel oder p_lith



NRW_Anmerkungen DFI eher 50 %, eher % Pelal; Rheo-Index ist bei degrad. Stellen oft recht hoch

Nur Minden: Einstufung insges. Unbefriedigend

Tendenziell DFI 50, ansonsten % Pelal

NRW_Fazit




RP_Anmerkungen k. A. zu einelnen (Core) Metrics oder MMI_Varianten



HE_Anmerkungen

EPT [%] (HK): AP 65/30 statt 75/40 DFI: uAP -1,2 statt -1,0 # EPTCBO: uAP 5 statt 9 Rheoindex: Ergebnis variabel p_pel: zu gut (ungeeignet?) p_lith: zu schlecht (ungeeignet?)

k. A. (nur 2 Proben) EPT [%] (HK): Ergebnis variabel (ungeeignet?) DFI: AP 1,0/-1,0 statt 1,2/-0,3 # EPTCBO: zu schlecht Rheoindex: Ergebnis variabel (ungeeignet?)p_pel: Ergebnis variabel (ungeeignet?) p_lith: Ergebnis variabel (ungeeignet?)

Typ 9 Typ 9.1 Typ 9.2

Kandidatenmetrics




HE_Fazit



UDE_Anmerkungen

UDE_Fazit




Tabelle 73: Zusammenfassung der Rückmeldungen der Bundesländer zu den Kandidatenmetrics der Typen 14-18

Typ 14 Typ 15 Typ 15g Typ 16 Typ 17 Typ 18

Kandidaten-metrics

EPT [%] (HK) Litoral [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # EPTCBO oder # Trichoptera zusätzlich Rheophile [%] (HK )

EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # EPTCBO oder # Trichoptera Pelal [%] oder Litoral [%]

EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig oder PTI# EPTCBO oder # Trichoptera Phytal [%] oder Litoral [%]

EPT [%] (HK) Litoral [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # EPTCBO oder # Trichoptera zusätzlich Pelal [%]

EPT [%] (HK) Litoral [%] Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # EPTCBO oder # Trichoptera


NRW_Anmer-kungen

Varianten ohne % Rheophile, um rhithralisierte Gewässer nicht überzubewerten; viele Messstellen saprobiell überprägt!

Tendenz zu Varianten mit DFI 50 %; favorisiert: MMI15_6: # EPTCBO, DFI 50%, % Litoral

Tendenziell MMI-15g_9 am plausibels-ten (# EPTCBO bei allen empfohlenen Varianten)

Tendenziell MMI16_4 (# EPTCBO, DFI 50 %, % Pelal)

Messstellen werden nur teilweise richtig bewertet (Problem: % Zerkleinerer); am plausibelsten MMI17_4 (# EPTCBO, DFI 50 %)

Tendenziell Varianten MMI18_4 (# EPTCBO, DFI 50 %, % Litoral) am plausibelsten

NRW_Fazit



EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig oder PTI # EPTCBO oder # Trichoptera Phytal [%] oder Litoral [%]





Kandidaten-metrics







SH_Anmer-kungen

oberer Ap EPT [%] (HK) höher, oberer Ap Rheophile [%] (HK) höher, # EPTCBO scheint ungeeignet Metric, der Vorkommen von Totholz widerspiegelt fehlt, Bewertung tendenziell zu gut; Variante MMI14_2 am plausibelsten

oberer Ap EPT [%] (HK) höher, oberer Ap # Trichoptera höher MMI15_4 am plausibelsten

k. A. evtl. oberer Ap von # Trichoptera höher # EPTCBO scheint ungeeignet

Überarbeitung des DFI abwarten bevor MMI festgelegt wird

SH_Fazit





Kandidaten-metrics







MV_Anmer-kungen

oberer Ap EPT [%] (HK) zu hoch

oberer Ap EPT [%] (HK) zu hoch, oberer Ap # Trichoptera zu hoch,Ap Pelal [%] und Litoral [%] sollten überdacht werden

Ap Litoral [%] sollten überdacht werden, oberer Ap EPT [%] (HK) zu hoch

Ap der Metrics # Trichoptera, # EPTCBO, Litoral [%], Zerkleinerer [%] zu hoch

MV_Fazit

Die vorliegenden Ergebnisse lassen zur Zeit keine Aussagen zu einer optimalen MMI-Variante eines Typs zu, da in den meisten Fällen erhebliche Differenzen zum eingeschätzten Grad an Naturnähe festzustellen sind.

siehe Fazit Typ 14 siehe Fazit Typ 14

NI_Anmer-kungen

DFI differenziert evtl. nicht stark genug; Bewertung sollte aus-schließlich anhand positiv bewerteter Taxa erfolgen Rheophile [%] (HK ): Metric bewertet zu gut,

siehe Anm. Typ 14; Bewertung häufig zu gut

DFI: siehe Anm. Typ 14; Bewertung teilweise zu gut

Varianten 17_2 und 17_4 kommen der Einschätzung näher


Kandidaten-metrics







v. a. begradigte, schnellfließende Abschnitte und sollte entfallen; oberer Ap EPT [%] (HK) höher: nicht ausschließliche Beschränkung auf Trichoptera-Taxa: ungeeignet; Litoral [%] ungeeignet; # EPTCBO bewertet zu gut

NI_Fazit






Kandidaten-metrics







UDE_Anmer-kungen

MMI14_1 (r = 0,44) und MMI14_5 (r = 0,42) korrelieren am besten mit der Voreinstufung der Länder (n = 39)

Keine Korrelation mit der Voreinstufung der Länder (n = 23)


UDE_Fazit



EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig oder PTI # EPTCBO oder # Trichoptera Phytal [%] oder Litoral [%]




Tabelle 74: Zusammenfassung der Rückmeldungen der Bundesländer zu den Kandidatenmetrics der Typen 11, 12, 19

Typ 11 Typ 12 Typ 19

Kandidatenmetrics

EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # Ephemeroptera oder # Trichoptera zusätzlich Rheophile [%] (HK)

EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # EPTCBO oder # Trichoptera zusätzlich Rheophile [%] (HK)

EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # EPTCBO oder # Trichoptera Litoral [%] oder Rheophile [%] (HK)

NRW_Anmerkungen keine einheitliche Meinung; Düsseldorf und Herten/Duisburg widersprechen sich

Nur Düsseldorf: vorzugsweise DFI 50 %, # Trichoptera und % Rheophile

% Zerkleinerer beeinflusst das Ergebnis oft sehr stark; favorisierte Variante: MM19_5 (# EPTCBO, DFI gleichrangig, % Litoral)

NRW_Fazit

k. A. EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] Alternativen: DFI 50 % oder gleichrangig # EPTCBO oder # Trichoptera zusätzlich Rheophile [%] (HK)


SH_Anmerkungen

oberer Ap # Ephemeroptera höher, oberer Ap # Trichoptera höher; Überarbeitung des Fauna-Index für die Bewertung entscheidend

k. A. oberer Ap # Trichoptera höher, oberer Ap Rheophile [%] (HK) zu hoch, Ap bei Litoral [%] umdrehen; Überarbeitung des Fauna-Index für die Bewertung entscheidend

SH_Fazit




Kandidatenmetrics




MV_Anmerkungen obere Ap EPT [%] (HK), # Ephemeroptera, # Trichoptera, Rheophile [%] (HK) zu hoch

obere Ap EPT [%] (HK), # Trichoptera zu hoch

k. A.

MV_Fazit

Die vorliegenden Ergebnisse lassen zur Zeit keine Aussagen zu einer optimalen MMI-Variante eines Typs zu, da in den meisten Fällen erhebliche Differenzen zum eingeschätzten Grad an Naturnähe festzustellen sind.

siehe Fazit Typ 11

NI_Anmerkungen Angaben unter Vorbehalt, da nur 2 Proben

NI_Fazit


UDE_Anmerkungen MMI12_7 (r = 0,69), MMI12_3 (r = 0,62) und MMI12_5 (r = 0,62) korrelieren am besten mit der Voreinstufung der Länder (n = 12)



Kandidatenmetrics




UDE_Fazit




Tabelle 75: Zusammenfassung der Rückmeldungen der Bundesländer zu den Kandidatenmetrics der Typen 21, 23

Typ 21 Typ 23

Kandidatenmetrics

EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] DFI (Tieflandbäche) gleichrangig # Trichoptera Oligosaprobe [%] (HK) Hyporhithralbesiedler [%]

EPT [%] (HK) Oligosaprobe [%] (HK) Epipotamalbesiedler [%] Metapotamalbesiedler[%] Pelalbesiedler [%]

MV_Anmerkungen Xenosaprobe zu den Oligosaproben hinzurechnen,oberer Ap EPT [%] (HK) zu hoch, Litoralbesiedler in die Bewertung einbeziehen

Xenosaprobe zu den Oligosaproben hinzurechnen,Ap Epi- und Metapotamalbesiedler überprüfen

MV_Fazit

Die vorliegenden Ergebnisse lassen zur Zeit keine Aussagen zu einer optimalen MMI-Variante eines Typs zu, da in den meisten Fällen erhebliche Differenzen zum eingeschätzten Grad an Naturnähe festzustellen sind. siehe Fazit Typ 21

UDE_Anmerkungen

UDE_Fazit

EPT [%] (HK) Zerkleinerer [%] DFI (Tieflandbäche) gleichrangig # Trichoptera Oligosaprobe [%] (HK) Hyporhithralbesiedler [%]

EPT [%] (HK) Oligosaprobe [%] (HK) Epipotamalbesiedler [%] Metapotamalbesiedler[%] Pelalbesiedler [%]

184

4.2.4.7 Auswahl der Core Metrics und Feinjustierung der Ankerpunkte

Aus den in Kapitel 4.2.4.5, Tabelle 69 dargestellten Kandidatenmetrics wurden vom

Projektbegleitenden Beirat und den Projektbearbeitern nach folgenden Kriterien die

Core Metrics ausgewählt:

• Reduzierung der Kandidatenmetrics auf bis zu sechs Core Metrics, wobei je ein Metric der Typen „Zusammensetzung/Abundanz“, „Vielfalt/Diversität“ und „Toleranz“ und ein bis drei „Funktionale Metrics“ enthalten seien sollten;

• Auswahl möglichst gleicher Metric-Kombinationen für ähnliche Gewässertypen;

• Ergebnisse der Core Metrics und des Multimetrischen Index liefern in den einzelnen Bundesländern plausible Ergebnisse.

Die von den Projektbearbeitern ermittelten Ankerpunkte wurden von den im Projektbe-

gleitenden Beirat vertretenen Bundesländern mit Hilfe eigener Daten auf Plausibilität

geprüft und nach abschließender Diskussion im Projektbegleitenden Beirat gegebe-

nenfalls eine Korrektur unterzogen.

Die Core Metrics und Ankerpunkte können Tabelle 76ff. in Kapitel 4.3.3 entnommen

werden.

4.3 „PERLODES“ – das deutsche Bewertungssystem für Fließgewässer auf Grundlage des Makrozoobenthos

4.3.1 Konzeption

Mit Hilfe des deutschen Bewertungssystems „PERLODES“ kann die Ökologische

Zustandsklasse für 30 der 31 Fließgewässertypen (inkl. Untertypen) ermittelt werden.

Die Bewertungsverfahren für die einzelnen Typen beruhen auf dem gleichen Prinzip,

können sich jedoch durch die jeweils verwendeten Kenngrößen und die der Bewertung

zu Grunde liegenden Referenzzustände unterscheiden.

„PERLODES“ integriert durch seinen modularen Aufbau den Einfluss verschiedener

Stressoren in die Bewertung der ökologischen Qualität eines Fließgewässerabschnitts.

Aus der Artenliste eines zu bewertenden Gewässers können folgende Informationen

extrahiert und leitbildbezogen bewertet werden:

185

Modul „Saprobie“ Die Bewertung der Auswirkungen organischer Verschmutzung auf das Makrozooben-

thos erfolgt mit Hilfe des gewässertypspezifischen und leitbildbezogenen Saprobien-

indexes nach DIN 38 410 (Friedrich & Herbst 2004).

Dieses Modul wurde im Rahmen des vom Umweltbundesamt geförderten Projektes

„Leitbildorientierte biologische Fließgewässerbewertung zur Charakterisierung des

Sauerstoffhaushaltes“ entwickelt (Rolauffs et al. 2003) und im Rahmen der

Bearbeitungsphase II des vorliegenden Forschungsvorhabens in enger Zusammen-

arbeit mit dem zuständigen Arbeitskreis der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser und

dem Projektbegleitenden Beirat überarbeitet (siehe Kapitel 3.2, S. 124).

Die Ergebnisse des Saprobienindexes werden unter Berücksichtigung typspezifischer

Klassengrenzen in eine Qualitätsklasse überführt.

Modul „Allgemeine Degradation“ Dieses Modul spiegelt die Auswirkungen verschiedener Stressoren (z.B. Degradation

der Gewässermorphologie, Nutzung im Einzugsgebiet) wider, wobei in den meisten

Fällen die Beeinträchtigung der Gewässermorphologie den wichtigsten Stressor

darstellt.



• So viele Indices wie nötig, um ein robustes Ergebnis zu erhalten und eine einfache Interpretation der Daten zu ermöglichen, aber so wenige wie möglich, um die Komplexität für den Anwender gering zu halten.

• Gewässertypspezifische Abweichungen der Bewertungsverfahren sind zwar notwendig, die Ansätze entsprechen sich aber durch die Verwendung ähnlicher Sets von Metrics soweit wie möglich.

• Abdeckung der Kriterien der EG-WRRL („Zusammensetzung und Abundanz der wirbellosen Taxa“, „Anteil störungsempfindlicher Taxa“, „Anteil robuster Taxa“, „Grad der Vielfalt der wirbellosen Taxa“).

• Gute Vermittelbarkeit und hohe Akzeptanz bei den Anwendern.




186

Abbildung 9: Schematische Ablauf der stressorenbezogenen Bewertung von Fließ-gewässern mittels Makrozoobenthos

Der modulartige Aufbau des Bewertungssystems ermöglicht die Ausgabe von

Ergebnissen auf verschiedenen Ebenen.


Abbildung 10: Der „Output“ des Bewertungssystems ist in verschiedene Ebenen gegliedert. Die Ebenen 1 und 2 dienen zur Bewertung, die Ebenen 3 und 4 zur Interpretation

Die abschließende Ökologische Zustandsklasse ergibt aus den Qualitätsklassen der

Einzelmodule: im Fall einer „sehr guten“ oder „guten“ Qualitätsklasse des Moduls

„Saprobie“ bestimmt das Modul mit der schlechtesten Einstufung das Bewertungs-

Artenliste







Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel

Bewertungs-Formel




Handlungsbedarf

}

Handlungsbedarf

}

Handlungsbedarf

}

187

ergebnis (Prinzip des „worst case“), da in diesen Fällen die Module „Saprobie“ und

„Allgemeine Degradation“ unabhängige Bewertungsergebnisse liefern.

Im Fall einer „mäßigen“, „unbefriedigenden“ oder „schlechten“ saprobiellen

Qualitätsklasse kann die Saprobie das Ergebnis des Moduls „Allgemeine Degradation“

stark beeinflussen und zu unplausiblen Ergebnissen führen; in begründeten Fällen ist

daher eine Korrektur des Moduls „Allgemeine Degradation“ auf Grund von

Zusatzkriterien möglich. Die Gesamtbewertung wird daran anschließend durch das

Modul mit der schlechtesten Qualitätsklasse bestimmt.20

Das Modul „Versauerung“ liefert von der Saprobie unabhängige Ergebnisse und geht

daher immer nach dem Prinzip des „worst case“ in die Gesamtbewertung ein.

Modul „Versauerung“ Bei den Gewässertypen, die von Versauerung betroffen sind (Typ 5 Grobmaterial-

reiche, silikatische Mittelgebirgsbäche, Typ 5.1 Feinmaterialreiche, silikatische

Mittelgebirgsbäche), wird mit Hilfe dieses Moduls die typspezifische Bewertung des

Säurezustandes vorgenommen. Die Berechnung basiert auf den Säurezustands-

klassen nach Braukmann & Biss (2004) und mündet in einer fünfstufigen Einteilung

der Säureklassen. Sofern die Gewässer nicht natürlicherweise sauer sind, entspricht,

die Säureklasse 1 der Qualitätsklasse „sehr gut“, die Säureklasse 2 der Klasse „gut“,

die Säureklasse 3 der Klasse „mäßig“, die Säureklasse 4 der Klasse „unbefriedigend“

und die Säureklasse 5 der Klasse „schlecht“.

4.3.2 Das Modul „Saprobie“

Die Beschreibung des Moduls „Saprobie“ ist in Kapitel 3.2 (S. 124) dargestellt.

4.3.3 Das Modul „Allgemeine Degradation“

Für 30 der 31 deutschen Fließgewässertypen (inkl. Untertypen) kann die Bewertung

der „Allgemeinen Degradation“ mit Hilfe eines Multimetrischen Index vorgenommen

werden, der sich, in Abhängigkeit vom Gewässertyp, aus einer bestimmten Anzahl an

Einzelindices zusammensetzt.

Die Bewertung der „Allgemeinen Degradation“ ergibt sich wie folgt: 20 Der hier dargestellten Verrechnung der Module „Saprobie“ und „Allgemeine Degradation“ haben mit Ausnahme von Bayern, vertreten durch Herrn Dr. Folker Fischer, das generell eine Mittelwertbildung zwischen den beiden Modulen favorisiert, alle im Projektbegleitenden Beirat vertretenen Bundesländer zugestimmt.

188

• Berechnung der Core Metric-Ergebnisse.




−=


• Der Multimetrische Index wird durch gewichtete Mittelwertbildung aus den Werten der [0;1]-Intervalle der Einzelmetrics berechnet; gewichtet, weil der Fauna-Index des jeweiligen Typs bzw. der LTI bei Typ 21 mit 50 % gewichtet wird. Ausnahmen stellen die regionalen Untertypen 6_K und 9.1_K sowie der Typ 23 dar; hier wird der Multimetrische Index durch einfache Mittelwertbildung berechnet, da ein Fauna-Index noch fehlt.

• Das Ergebnis des Multimetrischen Index wird für jeden Gewässertyp auf dieselbe Art in die Qualitätsklasse überführt: sehr gut: > 0,8 gut: > 0,6-0,8 mäßig: > 0,4-0,6 unbefriedigend: > 0,2-0,4 schlecht: ≤ 0,2

• Ausnahmen stellen die Gewässertypen 10 und 20 dar. Bei der Gewässertypen-gruppe der Ströme wird das Ergebnis des Metrics „Potamon-Typie-Index (Häufig-keitsklassen)“ direkt in eine Qualitätsklasse überführt.

Die folgenden Tabellen geben die Core Metrics der 30 Gewässertypen mit den der

Berechnung zu Grunde liegenden Ankerpunkten wieder.

Es ist zu beachten, dass die nachfolgend beschriebene Zusammensetzung des

Moduls „Allgemeine Degradation“ (Core Metrics und Ankerpunkte) für die (Unter)-

Typen 6_K, 9.1_K, 15_groß, 19, 21_Nord und 21_Süd noch als vorläufig anzusehen

ist. Hier ist in 2006 eine Überarbeitung des Multimetrischen Index geplant, die sich im

189

wesentlichen auf die Entwicklung ((Unter)Typen 6_K, 9.1_K, 19) bzw. Weiter-

entwicklung (Typ 15_groß) des typspezifischen Fauna-Index bezieht.

190

Tabelle 76: Core Metrics und Ankerpunkte der Typen 1-4 (Bäche und Flüsse der Alpen und des Alpenvorlandes) AP = Ankerpunkt, o = oben, u = unten; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet; # = Anzahl; Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics

Metric-Typ Metric-Name AP 1.1 1.2 2.1 2.2 3.1 3.2 4

o ≥ 80,0 ≥ 75,0 ≥ 70,0 ≥ 65,0 ≥ 75,0 ≥ 70,0 ≥ 70,0 Z/A EPT-Taxa [%] (HK)

u ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 10,0 ≤ 10,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0

o ≥ 1,7 ≥ 1,0 ≥ 1,3 ≥ 1,0 ≥ 1,2 ≥ 0,7 ≥ 0,7 T Fauna-Index

u ≤ 0,0 ≤ -1,7 ≤ -1,0 ≤ -1,8 ≤ -1,5 ≤ -1,5 ≤ -1,8

o ≥ 30 ≥ 35 ≥ 35 ≥ 35 ≥ 25 V/D # EPTCBO

u ≤ 3 ≤ 8 ≤ 10 ≤ 10 ≤ 5

o ≥ 1 ≥ 0,9 ≥ 0,9 ≥ 0,8 ≥ 0,9 ≥ 0,8 ≥ 0,8 F Rheoindex (HK)

u ≤ 0,6 ≤ 0,5 ≤ 0,5 ≤ 0,4 ≤ 0,5 ≤ 0,4 ≤ 0,35

Tabelle 77: Core Metrics und Ankerpunkte der Typen 5-7 sowie des regionalen Untertyps 6_K (Mittelgebirgsbäche) AP = Ankerpunkt, o = oben, u = unten; Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeitsklassen berechnet; # = Anzahl; Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics; *= eingestufte Taxa = 100 %

Metric-Typ Metric-Name AP 5 5.1 6 7 6_K

o ≥ 70,0 ≥ 70,0 ≥ 65,0 ≥ 65,0 ≥ 60,0 Z/A EPT-Taxa [%] (HK)

u ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 20,0 ≤ 15,0

o ≥ 1,55 ≥ 1,45 ≥ 1,40 ≥ 1,30 T Fauna-Index

u ≤ -1,10 ≤ -1,10 ≤ -1,10 ≤ -1,10


u ≤ 2

o ≥ 25,0 ≥ 25,0 F Epirhithral-Besiedler [%] (Ind.)*

u ≤ 5,0 ≤ 5,0

o ≤ 8,00 F

Hyporhithral-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 28,0

o 1,00 1,00 1,00 1,00 F Rheoindex (HK)

u ≤ 0,60 ≤ 0,45 ≤ 0,45 ≤ 0,55

191

Tabelle 78: Core Metrics und Ankerpunkte der Typen 9-9.2 inkl. des regionalen Untertyps 9.1_K (Mittelgebirgsflüsse) sowie der Typen 19 und 21 (Ökoregion unabhängige Typen) und 23 (Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse) AP = Ankerpunkt, o = oben, u = unten; Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeits-klassen berechnet; # = Anzahl; Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics; *= eingestufte Taxa = 100 %

Metric-Typ Metric-Name AP 9 9.1 9.2 9.1_K 19 21 23

o ≥ 70,0 ≥ 60,0 ≥ 55,0 ≥ 50,0 ≥ 40,0 ≥ 55,0 ≥ 15,0Z/A EPT-Taxa [%] (HK)

u ≤ 35,0 ≤ 20,0 ≤ 25,0 ≤ 10,0 ≤ 5,0 ≤ 7,0 0,0

o ≥ 1,20 ≥ 1,00 ≥ 0,90 ≥ 0,60 T Fauna-Index

u ≤ -0,50 ≤ -0,60 ≤ -0,60 ≤ -0,60

o ≤ 2,0 T LTI_quantitativ

u ≥ 4,0

o ≥ 15,0T

Oligosaprobe [%] (HK)* u 0,0

o ≥ 38 ≥ 30 ≥ 25 V/D # EPTCBO

u ≤ 10 ≤ 5 ≤ 5


u 0 0

o ≥ 35,0 ≥ 25,0 F

Metarhithral-Besiedler [%] (Ind.)* u ≤ 10,0 ≤ 5,0

o ≤ 10,0F

Epipotamal-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 21,0

o ≤ 10,0F

Metapotamal-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 25,0

o ≤ 15,0 F

Phytal-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 40,0

o ≥ 25,0F

Pelal-Besiedler [%] (Ind.)* u 0,0

192

Tabelle 79: Core Metrics und Ankerpunkte der Typen 14-18 (Bäche und Flüsse im Tiefland) sowie 11 und 12 (Organisch geprägte Bäche und Flüsse) AP = Ankerpunkt, o = oben, u = unten; Ind. = mit Individuenzahlen berechnet; HK = mit Häufigkeits-klassen berechnet; # = Anzahl; Metric-Typen: Z/A = Zusammensetzung/Abundanz, T = Toleranz, V/D = Vielfalt/Diversität, F = Funktionale Metrics; *= eingestufte Taxa = 100 %

Metric-Typ

Metric-Name AP 14 15 15_g 16 17 18 11 12

o ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 60,0 ≥ 50,0 ≥ 50,0 Z/A EPT-Taxa [%] (HK)

u ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 10,0 ≤ 20,0 ≤ 15,0 ≤ 15,0 ≤ 5,0 0,0

o ≥ 1,30 ≥ 1,20 ≥ 1,20 ≥ 1,80 ≥ 1,10 ≥ 1,30 ≥ 1,10 ≥ 0,70 T Fauna-Index

u ≤ -1,00 ≤ -0,40 ≤ -1,30 ≤ -0,20 ≤ -0,10 ≤ -1,00 ≤ -0,70 ≤ -0,80

o ≥ 10 ≥ 12 ≥ 10 ≥ 10 ≥ 12 ≥ 10 ≥ 9 ≥ 7 V/D # Trichoptera

u ≤ 2 0 0 ≤ 2 0 ≤ 2 0 0

o ≤ 2,0 ≤ 4,0 ≤ 10,0 ≤ 2,0 ≤ 4,0 ≤ 2,0 F

Litoral-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 28,0 ≥ 25,0 ≥ 35,0 ≥ 20,0 ≥ 30,0 ≥ 28,0

o ≤ 4,0 ≤ 1,0 F

Pelal-Besiedler [%] (Ind.)* u ≥ 25,0 ≥ 20,0

4.3.4 Das Modul „Versauerung“

Die Beschreibung des Moduls „Versauerung“ gibt Kapitel 2.3.4 (S. 105) wieder.

193

4.4 Weiterentwicklung der Bewertungssoftware, der Web-Präsentation, des Methodischen Handbuchs Fließgewässerbewertung sowie der Schulungsmaterialien

4.4.1 Weiterentwicklung der Bewertungssoftware

Die Bewertungssoftware wurde im Laufe der Bearbeitungsphase III grundlegend

überarbeitet und wird zukünftig unter dem Namen „ASTERICS“ geführt.

Eine genaue Beschreibung von „ASTERICS“ kann dem zugehörigen Softwarehand-

buch entnommen werden, das wie die Software selbst unter [http://www.fliessge-

waesserbewertung.de] und [http://www.aqem.de] verfügbar ist.

4.4.2 Fortschreibung des „Methodischen Handbuchs Fließgewässerbewer-tung“, der Schulungsmaterialien sowie der Web-Präsentation

Das Methodische Handbuch und die Schulungsmaterialien wurden um die überarbei-

teten und erweiterten Beschreibungen zur Probenahme und –auswertung sowie die

Änderungen, die sich aus der Überarbeitung des Bewertungssystems ergeben haben

ergänzt. Beide Dokumente sind dem Anhang dieses Berichtes beigefügt.

Die Website wird auf der Grundlage des jetzt abgeschlossenen Forschungsvorhabens

aktualisiert und stellt dann den aktuellen Stand der verschiedenen Berichte und

Produkte zur Verfügung.

194

5. Literatur Alf, A., Braukmann, U., Marten, M. & Vobis, H. (1992): Biologisch-ökologische

Gewässeruntersuchung – Arbeitsanleitung. Handbuch Wasser 2, Landesanstalt für Umweltschutz (Ed.). Karlsruhe.

AQEM consortium (2002): Manual for the application of the AQEM method. A comprehensive method to assess European streams using benthic macroin-vertebrates, developed for the purpose of the Water Framework Directive. Version 1.0, February 2002.

Arnscheidt, J. (1993): Untersuchungen zur Versauerung und zur biologischen Versau-erungsindikation in Erzgebirgsbächen unter besonderer Berücksichtigung des Einzugsgebiets der Talsperre Neunzehnhain. Diplomarbeit an der TU Dresden, Institut für Hydrobiologie, unveröffentlicht, 84 S., Dresden.

Arnscheidt, J. (2001): Versauerung und biologisches Versauerungsmonitoring in Erzgebirgsbächen. Dissertation an der TU Dresden, 198 S. + Anhang, Dresden.

Baltes, B. (1998): Bewertung des Einflusses der Gewässerversauerung auf die Rhithral-Biozönosen im nördlichen Saarland. Dissertation an der Universität Saarbrücken, 208 S.

Banning, M. (1998): Auswirkungen des Aufstaus größerer Flüsse auf das Makrozoo-benthos dargestellt am Beispiel der Donau. Essener ökologische Schriften 9. Westarp-Wiss., Hohenwarsleben.

Biss, R., Kübler, P., Pinter, I. & Braukmann, U. (2002): Leitbildbezogenes biozönotisches Bewertungsverfahren für Fließgewässer (aquatischer Bereich) in der Bundesrepublik Deutschland. Ein erster Beitrag zur integrierten ökologischen Fließgewässerbewer-tung. UBA-Texte 62/02, Berlin.

Bornhauser, K. (1912): Die Tierwelt der Quellen und Bäche in der Umgebung Basels. Internat. Rev. Ges. Hydrobiol., Suppl. 5: 1-90.

Braukmann, U. & Biss, R. (2004): Conceptual study – An improved method to assess acidification in German streams by using benthic macroinvertebrates. Limnologica 34: 433-450.

Braukmann, U. (1994): Bioindikation des Säurezustands von kleinen Fließgewässern auf der Grundlage des Makrozoobenthos. Beschreibung des Verfahrens. Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg, 11 S., Anhang, Karlsruhe.

Braukmann, U. (1997): Zoozönologische und saprobiologische Beiträge zu einer allgemeinen regionalen Bachtypologie. Arch. Hydrobiol. Suppl. 26, 2. edition: 355 Seiten, Stuttgart.

195

Braukmann, U. (2000): Hydrochemische und biologische Merkmale regionaler Fließgewässertypen in Baden-Württemberg. Oberirdische Gewässer. Gewässerökolo-gie 56, Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg, 501 S. + Anhang, Karlsruhe.

Braukmann, U. (2001): Stream acidification in South Germany – chemical and biologi-cal assessment methods and trends. Aquatic Ecology 35: 207-232, Cluver Academic Publishers, Dordrecht.

Brunke, M. (2004): Stream typology and lake outlets – a perspective towards validation and assessment from northern Germany (Schleswig-Holstein). Limnologica 34: 460-478.

De Pauw, N. & Hawkes, H. A. (1993): Biological monitoring of river water quality. In: Walley, W. J. & Judd, S.: Proceedings of the Freshwater Europe Symposium on River Water Quality Monitoring and Control, Birmingham: 87-111.

Ehlert, T. (1995): Freilandökologische Untersuchungen an Bächen unterschiedlichen Säurezustandes im mittleren Erzgebirge unter besonderer Berücksichtigung der Köcherfliegen (Insecta, Trichoptera). Diplomarbeit an der TU Dresden, Institut für Hydrobiologie, unveröffentlicht: 87 S., Dresden.

Eidel, K. (1933): Beiträge zur Biologie einiger Bäche des Schwarzwaldes mit besonderer Berücksichtigung der Insektenfauna der Elz und Kinzig. Arch. Hydrobiol. 25: 543-615, Stuttgart.

Engelberg, K. (1987): Versauerung der Gewässer in Baden-Württemberg - Diatomeen in Fließgewässern. Endbericht an die Landesanstalt für Umweltschutz, unveröffentlicht: 14 S. + Anhang.

Friedrich, G. & Herbst, V. (2004): Eine erneute Revision des Saprobiensystems – weshalb und wozu? Acta hydrochimica et hydrobiologica 32 (1): 61-74.

Haase, P. & Sundermann, A. (2004): Standardisierung der Erfassungs- und Auswertungsmethoden von Makrozoobenthosuntersuchungen in Fließgewässern. Abschlussbericht zum LAWA-Projekt O 4.02. http://www.fliessgewaesserbewertung.de [Stand November 2004].

Haase, P., Sundermann, A., Feld, C., Hering, D., Lorenz, A., Meier, C., Böhmer, J., Rawer-Jost, C. & Zenker, A. (2004): Validation der Fließgewässertypologie Deutschlands, Ergänzung des Datenbestandes und Harmonisierung der Bewertungsansätze der verschiedenen Forschungsprojekte zum Makrozoobenthos zur Umsetzung der europäischen Wasserrahmenrichtlinie (Modul Makrozoobenthos). Abschlussbericht zum LAWA-Projekt O 3.02. http://www.fliessgewaesserbewertung.de [Stand November 2004].

196

Hering, D., Moog, O., Sandin, L. & Verdonschot, P. F. M. (2004): Overview and application of the AQEM assessment system. Hydrobiologia 516: 1-20.

Hübner, G., Klose, S. (1998a): Untersuchungen der Eintags-, Stein- und Köcherfliegen-fauna (Insecta: Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera) zur Entwicklungskontrolle einer Heidebach-Renaturierung. Alfred Toepfer Akademie für Naturschutz (NNA) Schneverdingen, 28 S.

Hübner, G., Klose, S. (1998b): Erfolgskontrolle der Renaturierung eines Baches in der Lüneburger Heide anhand der Ephemeroptera, Plecoptera und Trichoptera. Lauterbornia 34: 53-66, Dinkelscherben.

LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser) (2001): Gewässerstrukturgütekartierung in der Bundesrepublik Deutschland - Verfahren für kleine und mittelgroße Fließgewässer. LAWA Publikationen „Oberirdische Gewässer und Küstengewässer“.

Liess, M., Schulz, R., Berenzen, N., Nanko-Drees, J. & Wogram, J. (2001): Pflanzen-schutzmittel-Belastung und Lebensgemeinschaften in Fließgewässern mit landwirt-schaftlich genutztem Umland. UBA-Texte 65/01, 227 S.

Lorenz, A., Hering, D., Feld, C. K. & Rolauffs, P. (2004): A new method for assessing the impact of hydromorphological degradation on the macroinvertebrate fauna in five German stream types. Hydrobiologia 516: 107-127.

Mädler, K. & Arnscheidt, J. (1996): Untersuchungen zur Versauerung und zum biolo-gischen Versauerungsmonitoring in Erzgebirgsbächen unter besonderer Berücksichti-gung von Talsperreneinzugsgebieten. Abschlussbericht Forschungsprojekt Nr. Q2-Q2810/1, TU Dresden, Institut für Hydrobiologie, unveröffentlicht, 63 S., Dresden.

Margalef, R. (1984): The Science and Praxis of Complexity. Ecosystems: Diversität and Connectivity as measurable components of their complication. In Aida, et al. (Ed.). United Nations University, Tokyo, 228-244.

Mauch, E., Schmedtje, U., Maetze, A. & Fischer, F. (2003): Taxaliste der Gewässerorganismen Deutschlands. Informationsberichte des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft 01/03. 388 S.

McCune, B. & Mefford, M. J. (1999): Multivariate analysis of ecological data. MjM Software, Gleneden Beach, Oregon, USA.

Meier, C., Lorenz, A., Rolauffs, P., Hering, D., Schaumburg, J., Schranz, C., Böhmer, J., Pottgiesser, T. & Haase, P. (2005): Abschließende Arbeiten zur Integration der Fließgewässer Nord- und Nordostdeutschlands in das bundesweite Typen- und Bewertungssystem. Abschlussbericht zum LAWA-Projekt O 21.03, unveröffentlicht.

197

Moog, O. (Ed.) (1995): Fauna Aquatica Austriaca – a comprehensive species inventory of Austrian aquatic organisms with ecological data. First edition, Wasserwirtschafts-kataster, Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Wien.

Podraza, P., Schuhmacher, H. & Sommerhäuser, M. (2000): Composition of macroinver-tebrate feeding groups as a bioindicator in running waters. Verhandl. internat Verein. Limnol. 27: 3066-3069.

Pottgiesser, T. & Sommerhäuser, M. (2004): Fließgewässertypologie Deutschlands: Die Gewässertypen und ihre Steckbriefe als Beitrag zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie. In: Steinberg, C., Calmano W., Wilken R.-D. & Klapper, H. (Hrsg.): Handbuch der Limnologie. 19. Erg.Lfg. 7/04. VIII-2.1: 1-16 + Anhang.

Rawer-Jost, C., Zenker, A. & Böhmer, J. (2004): Aufbau und Betrieb einer zentralen Datenhaltung und Auswertung von biologischen Daten zur ökologischen Fließgewässerbewertung in Deutschland. Unveröffentlichter Bericht im Auftrag der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA). 25 S.

Rolauffs, P., Hering, D., Sommerhäuser, M., Jähnig, S. & Rödiger, S. (2003): Entwicklung eines leitbildorientierten Saprobienindexes für die biologische Fließgewässerbe-wertung. Umweltbundesamt Texte 11/03. Forschungsbericht 200 24 227, 137 S.

Rosenberg, D. M. & Resh, V. H. (1993): Introduction to freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. In: Rosenberg, D. M. & Resh, V. H. (Eds): Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. Chapman and Hall, New York.

Schmedtje, U. & Colling, M. (1996): Ökologische Typisierung der aquatischen Makro-fauna. Informationsberichte des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft 4/96.

Schmedtje, U., Sommerhäuser, M., Braukmann, U., Briem, E., Haase, P. & Hering, D. (2001): ‚Top down - bottom up‘-Konzept einer biozönotisch begründeten Fließge-wässertypologie Deutschlands. DGL Tagungsbericht 2000 (Magdeburg): 147-151.

Schöll, F & Haybach, A. (2001). Bewertung von großen Fließgewässern mittels Potamon-Typie-Index (PTI): Verfahrensbeschreibung und Anwendungsbeispiele. Koblenz: Bundesanstalt für Gewässerkunde.

Schöll, F., Haybach, A. & König, B. (2005): Das erweiterte Potamontypieverfahren zur ökologischen Bewertung von Bundeswasserstraßen (Fließgewässertypen 10 und 20: kies- und sandgeprägte Ströme, Qualitätskomponente Makrozoobenthos) nach Maßgabe der EG-Wasserahmenrichtlinie. Hydrologie und Wasserbewirtschaftung 49: 234-247.

Schweder, H. (1992): Neue Indices für die Bewertung des ökologischen Zustandes von Fließgewässern, abgeleitet aus der Makroinvertebraten-Ernährungstypologie. Limnolo-gie Aktuell 3: 353-377.

198

Shannon, C. E. & Weaver, W. (1949): The Mathematical Theory of Communication. The University of Illinois Press, Urbana.

Simpson, E. H. (1949): Measurement of Diversity. Nature 163: 688.

Sommerhäuser, M & Pottgiesser, T (2003): Biozönotisch bedeutsame Fließgewässertypen der BRD – Qualitätskomponente Makrozoobenthos (Stand 15. Dezember 2003). Unveröffentlicht.

Statistisches Bundesamt (Ed.) (1997): Daten zur Bodenbedeckung. Wiesbaden.

Zelinka, M. & Marvan, P. (1961): Zur Präzisierung der biologischen Klassifikation der Reinheit fließender Gewässer. Arch. Hydrobiol. 57: 389-407.

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Weiterentwicklung und Anpassung des nationalen